Embed Size (px)
Citation preview
Prisutnost policikličkih aromatskih ugljikovodika uhrani podrijetlo, toksičnost i rizici
Roller, Morana
Undergraduate thesis / Završni rad
2016
Degree Grantor / Ustanova koja je dodijelila akademski / stručni stupanj: University of Zagreb, Faculty of Food Technology and Biotechnology / Sveučilište u Zagrebu, Prehrambeno-biotehnološki fakultet
Permanent link / Trajna poveznica: https://urn.nsk.hr/urn:nbn:hr:159:557535
Rights / Prava: In copyright
Download date / Datum preuzimanja: 2021-10-03
Repository / Repozitorij:
Repository of the Faculty of Food Technology and Biotechnology
Sveučilište u Zagrebu
Prehrambeno-biotehnološki fakultet
Preddiplomski studij Nutricionizam
Morana Roller
6231/N
PRISUTNOST POLICIKLIČKIH AROMATSKIH
UGLJIKOVODIKA U HRANI – PODRIJETLO,
TOKSIČNOST I RIZICI
ZAVRŠNI RAD
Modul: Osnove toksikologije
Mentor: Izv. prof. dr. sc. Ivana Kmetič
Zagreb, 2016.
DOKUMENTACIJSKA KARTICA
Sveučilište u Zagrebu Završni rad
Prehrambeno-biotehnološki fakultet
Preddiplomski studij Nutricionizam
Zavod za kemiju i biokemiju
Laboratorij za toksikologiju
PRISUTNOST POLICIKLIČKIH AROMATSKIH UGLJIKOVODIKA U HRANI –
PODRIJETLO, TOKSIČNOST I RIZICI
Morana Roller, 6231/N
Sažetak: Policiklički aromatski ugljikovodici (eng. polycyclic aromatic hydrocarbons, PAH) su spojevi
sveprisutni u hrani, prehrambenom lancu i okolišu. Većina proučavanih PAH-ova ima dokazane štetne
učinke na ljude i životinje. Nastaju nepotpunim izgaranjem organskog materijala u prirodi ili pod utjecajem
čovjeka. U hranu dospijevaju iz okoliša ili nastaju tijekom procesiranja. Prženje, pečenje i dimljenje hrane
najčešći je put nastanka većih količina PAH-ova prisutnih u hrani. Njihovo toksično djelovanje, između
ostalog može biti genotoksično, kancerogeno, teratogeno i fototoksično. Rizici od izloženosti PAH-ovima
su prepoznati, zbog čega postoje i propisi dozvoljene količine PAH-ova u skupinama namirnica za ljudsku
prehranu. Rizici se izražavaju faktorom ekvivalentne toksičnosti (TEF), a sežu od 0,001 do 1. Budući da su
prisutni u okolišu i lako nastaju tijekom najčešće korištenih načina prerade hrane, policikličke aromatske
ugljikovodike je nužno istraživati kako bi se bolje objasnilo njihovo toksično djelovanje, spriječilo
nastajanje i trovanje te smanjili rizici.
Ključne riječi: policiklički aromatski ugljikovodici, sigurnost hrane, kancerogenost, toksičnost
Rad sadrži: 41 stranicu, 1 sliku, 5 tablica, 74 literaturna navoda
Jezik izvornika: hrvatski
Rad je u tiskanom i elektroničkom (pdf format) obliku pohranjen u: Knjižnici Prehrambeno-
biotehnološkog fakulteta, Kačićeva 23, Zagreb
Mentor: Izv. prof. dr. sc. Ivana Kmetič
Pomoć pri izradi: dr. sc. Teuta Murati, asistent; mag. ing. Marina Miletić, asistent
Rad predan: rujna 2016.
BASIC DOCUMENTATION CARD
University of Zagreb Final work
Faculty of Food Technology and Biotechnology
Undergraduate studies Nutrition
Department of Chemistry and Biochemistry
Laboratory for Toxicology
PRESENCE OF POLYCYCLIC AROMATIC HYDROCARBONS IN FOOD – ORIGIN,
TOXICITY AND RISKS
Morana Roller, 6231/N
Abstract: Polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) are chemical compounds uquibitous in food, food
chain and environment. Most of studied PAHs are proven to have adverse effects on humans and animals.
They are formed during the incomplete burning of organic material in the nature, but dominant sources of
PAHs in the environment are from human activity. Food can be contaminated by PAHs from the
environment or they are formed during food processing. Frying, roasting and smoking food are the most
common way of the formation of large quantities of PAHs present in food. Their toxic effects can be
genotoxic, carcinogenic, teratogenic and phototoxic. The risks of exposure to PAHs have been identified,
which is why there are regulations permitting the amounts of PAHs in the groups of foods for human
consumption. Risks are expressed with toxic equivalency factor (TEF) in a range from 0.001 to 1. Since
PAHs are widely present in the environment and are readily formed during the most commonly used ways
of food processing, it is necessary to explore and further explain their toxic action, in order to prevent the
formation and poisoning, and reduce risks.
Keywords: polycyclic aromatic hydrocarbons, food safety, carcinogenicity, toxicity
Thesis contains: 41 pages, 1 figure, 5 tables, 74 references
Original in: Croatian
Final work in printed and electronical (pdf format) version is deposited in: Library of the Faculty of
Food Technology and Biotechnology, Kačićeva 23, Zagreb
Mentor: Izv. prof. PhD. Ivana Kmetič
Technical support and assistance: PhD. Teuta Murati, Scientific Assistant; MSc. Marina Miletić,
Scientific Assistant
Thesis delivered: September 2016.
Sadržaj:
1. UVOD .................................................................................................................................... 1
2. TEORIJSKI DIO .................................................................................................................. 2
2. 1. Kemijska i fizikalna svojstva PAH-ova .......................................................................... 2
2. 2. Detekcija i analiza PAH-ova .......................................................................................... 3
2. 3. Prirodni i antropogeni izvori PAH-ova .......................................................................... 4
2. 3. 1. Prirodni izvori PAH-ova ......................................................................................... 4
2. 3. 2. Antropogeni izvori PAH-ova .................................................................................. 5
2. 3. 3. Prisutnost PAH-ova u zraku .................................................................................... 7
2. 3. 4. Prisutnost PAH-ova u tlu ........................................................................................ 9
2. 3. 5. Prisutnost PAH-ova u vodi ................................................................................... 10
2. 3. 6. Uklanjanje PAH-ova iz okoliša............................................................................. 11
2. 4. Unos PAH-ova hranom ................................................................................................ 12
2. 4. 1. Ulja i masti ............................................................................................................ 13
2. 4. 2. Povrće ................................................................................................................... 14
2. 4. 3. Žitarice .................................................................................................................. 15
2. 4. 4. Meso i riba ............................................................................................................ 15
2. 4. 5. Kava i čaj .............................................................................................................. 17
2. 4. 6. Konditori ............................................................................................................... 17
2. 4. 7. Ostala hrana i dodaci prehrani .............................................................................. 17
2. 4. 8. Prosječan dnevni unos ........................................................................................... 18
2. 4. 9. Unos PAH-ova duhanom ...................................................................................... 19
2. 4. 10. Djelovanje na smanjenje količine PAH-ova u hrani ........................................... 19
2. 5. ADME PAH-ova .......................................................................................................... 20
2. 5. 1. Apsorpcija PAH-ova ............................................................................................. 20
2. 5. 1. 1. Dermalna apsorpcija PAH-ova ...................................................................... 21
2. 5. 1. 2. Apsorpcija PAH-ova inhalacijom ................................................................. 21
2. 5. 1. 3. Ingestija PAH-ova ......................................................................................... 21
2. 5. 2. Distribucija PAH-ova ............................................................................................ 22
2. 5. 2. 1. Prolaz PAH-ova kroz barijere ....................................................................... 22
2. 5. 2. 1. 1. Hematoencefalna barijera ...................................................................... 22
2. 5. 2. 1. 2. Placentalna barijera ................................................................................ 23
2. 5. 3. Metabolizam PAH-ova ......................................................................................... 23
2. 5. 3. 1. Biostranformacije faze I ................................................................................ 24
2. 5. 3. 2. Biotransformacije faze II ............................................................................... 25
2. 5. 3. 3. Metaboliziranje PAH-ova kod prokariota ..................................................... 25
2. 5. 4. Izlučivanje PAH-ova ............................................................................................. 26
2. 5. 4. 1. Transfer PAH-ova u kravlje mlijeko ............................................................. 26
2. 5. 4. 2. Biomarkeri ..................................................................................................... 26
2. 6. Toksičnost PAH-ova ..................................................................................................... 27
2. 6. 1. Akutna toksičnost PAH-ova ................................................................................. 27
2. 6. 2. Kronična toksičnost PAH-ova .............................................................................. 29
2. 6. 3. Kancerogenost ....................................................................................................... 29
2. 6. 4. Genotoksičnost ...................................................................................................... 30
2. 6. 5. Teratogenost .......................................................................................................... 31
2. 6. 6. Fototoksičnost ....................................................................................................... 32
2. 7. Procjena rizika PAH-ova .............................................................................................. 32
2. 7. 1. Faktor ekvivalentne toksičnosti PAH-ova ............................................................ 33
3. ZAKLJUČAK ..................................................................................................................... 34
4. POPIS LITERATURE ....................................................................................................... 35
1
1. UVOD
Tijekom procesiranja, industrijske prerade i skladištenja, pripremanja i podgrijavanja hrane
u kućanstvima može doći do kemijskih promjena u namirnicama kod kojih nastaju i kemijski
spojevi koji mogu biti nepoželjni. Jedni od tih spojeva su policiklički aromatski ugljikovodici
(PAH), organski spojevi koji nastaju termičkom obradom organskog materijala, a nepoželjni
su zbog toga što imaju toksično djelovanje. Ti su spojevi jedni od prvih grupa organskih
spojeva prepoznatih kao kancerogeni.
Prva opažanja o potencijalnoj štetnosti ovih spojeva počela su kada je Percivall Pott 1775.
godine prvi puta ukazao na kancerogene učinke čađe, zbog korelacije između pojave raka
testisa i izloženosti čađi tokom ranog djetinjstva. Istraživanja PAH-ova počela su krajem 19. i
početkom 20. stoljeća. Butlin je 1892. godine pokazao korelaciju između ostalih rakova kože i
izloženosti čađi, nakon čega se provodilo više istraživanja o toksičnim efektima spojeva iz
čađe, posebice benz(a)pirena. Godine 1987. Internacionalna agencija za istraživanje raka
(International Agency for Research on Cancer, IARC) zaključila je da je benz(a)piren
kancerogen spoj. Od tada do danas su PAH-ovi proučavani i ispitivani, te se o njima mnogo
saznalo. Činjenica da prevladavaju u okolišu, a neki od njih mogu biti kancerogeni privukla je
pažnju na PAH-ove te se o njima vodio velik broj istraživanja. Objašnjeno je kako i gdje
nastaju, dokazano je toksično djelovanje, prikupljeni su podaci o količini PAH-ova u zraku,
rijekama i ostalim vodama, hrani i zemlji, te su pretpostavljene količine unosa PAH-ova kod
ljudi iz različitih izvora.
Kao i neki drugi kancerogeni spojevi, PAH-ovi se metaboliziraju tako da nastaju reaktivni
intermedijeri koji se mogu vezati na nukleinske kiseline. To je ključan događaj u razvoju
tumora, zbog čega su se mnoga istraživanja posvetila istraživanju kancerogenosti PAH-ova.
Ta istraživanja mogu služiti u pomnijem objašnjavanju nastajanja tumora potaknutom
djelovanjem vanjskih čimbenika. Toksično djelovanje i toksikokinetika PAH-ova su
djelomično istraženi i dalje se istražuju, što će biti opisano u ovom radu.
Cilj ovog rada je objasniti načine nastajanja i kemijska svojstva PAH-ova, kao i istražiti
poznate podatke o mogućnosti unosa i apsorpcije, distribucije, metaboličkih puteva
pregradnje PAH-ova, kao i njuhovog izlučivanja. Također, u ovom radu će se razjasniti
dosadašnja saznanja o načinu toksičnog djelovanja PAH-ova, objasniti rizike i mogućnosti
izbjegavanja trovanja.
2
2. TEORIJSKI DIO
2. 1. KEMIJSKA I FIZIKALNA SVOJSTVA PAH-OVA
Policiklički aromatski ugljikovodici (PAH, eng. polycyclic aromatic hydrocarbons) su
organski spojevi ugljika i vodika sastavljeni od dvaju ili više kondenziranih benzenskih
prstenova. Prema starijim nomenklaturama su se nazivali poliarenima, polinuklearnim
cikličnim ugljikovodicima, ali je već dugo prisutan isključivo naziv policiklički aromatski
ugljikovodici.
Kao kemijski spoj, policiklički aromatski ugljikovodik je bilo koji spoj građen od ugljika i
vodika povezanih u više aromatskih prstenova. Prema tome, spojeva koji su tako građeni
može biti beskonačno mnogo. Međutim, samo manji broj pronađen je u prirodi i/ili
sintetiziran u laboratoriju, većinom građenih od tri, četiri ili pet prstenova. Iako benzen ima
slična kemijska i toksična svojstva kao PAH-ovi, te se može u tom aspektu promatrati kao i
PAH-ovi, ne pripada u skupinu PAH spojeva jer ima samo jedan aromatski prsten.
Najjednostavniji složeni aromatski ugljikovodik je naftalen, a građen je od 2 povezana
aromatska prstena. Po nekim autorima naftalen također nije PAH spoj, već su to samo oni koji
imaju 3 ili više prstenova u strukturi. Fenantren i antracen se sastoje od 3 aromatska prstena
pa se smatraju najjednostavnijim PAH-ovima (Harvey, 1991). Kemijske strukture, empirijske
formule, molekuska masa i imena najčešćih PAH-ova se nalaze u tablici 1.
U PAH-ove manje molekulske mase ubrajaju se oni građeni od 3 aromatska prstena i
molekulske mase od 178,23 g/mol. Benzen i naftalen su plinovi pri sobnoj temperaturi, dok su
PAH-ovi veće molekulske mase najčešće obojeni kristali pri sobnoj temperaturi. Najčešće
proučavani i analizirani PAH-ovi su naftalen, antracen, fenantren, piren, benz(a)piren,
benz(a)antracen, benz(k)fluoranten, krisen, benz(b)fluoranten, 7,12-dimetilbenzantracen
(DMBA), acenaftilen, acenaften, fluoren i fluoranten (Harvey, 1991).
Svi PAH-ovi mogu se prikazati u više različitih rezonantnih struktura. Naftalen ima 3
rezonantne strukture, a broj različitih rezonantnih struktura se povećava i s brojem aromatskih
prstenova u strukturi spoja. Svi PAH-ovi su, zbog aromatske strukture, izrazito lipofilni, što
ima jak utjecaj na to gdje će se taložiti i zadržavati u okolišu. PAH-ovi su slabo topivi u vodi,
a topivost u vodi pada s većom molekulskom masom, odnosno s više aromatskih prstenova u
strukturi. PAH-ovi su osjetljivi na svjetlo, a rezistentni na toplinu i koroziju. Pokazuju
svojstvo fluorescencije i emitiraju svjetlost kada se podignu na viši energetski nivo.
3
Apsorbiraju u UV spektru, jako specifično se mogu razaznati. Svaki prsten i svaki izomer
apsorbira jedinstveno u jednom dijelu spektra (Harvey, 1991).
Tablica 1. Kemijske strukture najčešćih PAH-ova (prema: NRC, 1983)
Naziv spoja Empirijska
formula
Broj aromatskih
prstenova Struktura
Molekulska
masa (g/mol)
Benz(a)piren ili
BaP C20H12 5
252
Krizen ili Chy C18H12 4
228
Benz(a)antracen
ili BaA C18H12 4
228
Fluoranten ili Flt C16H10 4
202,26
Piren ili Pyr C16H10 4
202,25
Antracen ili Ant C14H10 3
178,23
Fenantren ili Phn C14H10 3
178,23
Naftalen ili Nap C10H8 2
128,17
2. 2. DETEKCIJA I ANALIZA PAH-OVA
Uzorkovanje, detektiranje i određivanje količine PAH-ova jako je bitno u kontroli čistoće i
sigurnosti zraka, vode, tla i hrane. Stoga postoje propisi kojima su određeni načini
uzorkovanja i kemijske analize za PAH-ove. Propisani su uredbom Europske komisije (br.
333/2007) iz 2007. godine. Kasnije, 2016. je uredba propisana za sve policikličke aromatske
ugljikovodike (br. 2016/582).
Uzorkovanje je bitno jer nije uvijek jednaka količina PAH-ova prisutna kroz cijelu
namirnicu (sastav nije u potpunosti homogen, kontaminacija može utjecati na smanjenje
4
(svjetlo) ili povećanje (dodir s dimom ili visoke temperature) količine PAH-ova u uzorku).
Materijali kojima se vrši analiza i uzorkovanje moraju biti od stakla, aluminija ili nehrđajućeg
čelika zato što PAH-ovi mogu adsorbirati na plastične, organske materijale. Također, PAH-
ovi mogu reagirati s drugim sastojcima hrane, stoga uzorci ne smiju dugo stajati (EFSA,
2008).
Ekstrakcija PAH-ova se vrši ekstrakcijom tekuće-tekuće (LLE, eng. liquid-liquid
extraction), superkritičnom fluidnom ekstrakcijom (SFE, eng. supercritic fluid extraction),
ekstrakcijom raspršivanjem uzorka kroz čvrstu fazu (MSPD, eng. matrix solid phase
dispersion), ultrazvučnom ekstrakcijom (UASE, eng. ultrasound extraction), ekstrakcijom na
čvrstoj fazi (SPE, eng. solid phase extraction), „headspace“ ekstrakcijom (HS) ili PLE
ekstrakcijom s povišenim tlakom i temperaturom (PLE, eng. pressured liquid extraction)
ovisno o tipu namirnice.
Analiza se najčešće vrši plinskom kromatografijom (GC, eng. gas chromatography),
tekućinskom kromatografijom visoke djelovornosti (HPLC, eng. high preformance liquid
chromatography), fluorescentnom spektroskopijom ili tekućinskom kromatografijom (LC,
eng. liquid chromatography) (EFSA, 2008; Europska komisija, 2007; Europska komisija,
2016).
2. 3. PRIRODNI I ANTROPOGENI IZVORI PAH-OVA
Osnovni izvori PAH-ova mogu se podijeliti na prirodne i antropogene izvore. Prirodni
izvori se odnose na PAH-ove koji nastaju u okolišu prirodno, bez ljudskog djelovanja, a
antropogeni su uzrokovani ljudskim djelovanjem.
2. 3. 1. PRIRODNI IZVORI PAH-OVA
PAH-ovi nastaju nepotpunim izgaranjem organske tvari pri temperaturama od 650 – 900
°C i goriva koja nisu visoko oksidirana. Mogu prirodno nastati slučajnim požarima u šumama
i vrištinama zbog udara groma, vulkanskim erupcijama te propadanjem organske tvari.
Proizvodnja PAH-ova prirodnim putem ovisi o meteorološkim uvjetima kao što su vjetar,
temperatura, vlažnost zraka, te vrsti goriva (sadržaj vlage u drvu, vrsta drva, promjene u
sastavu drva kroz godišnja doba) (EMEP, 2013; Maliszewska-Kordybach, 1999).
PAH-ovi koji su prisutni u prirodi ne nastaju uvijek pirolizom organskog materijala.
Mehanizam kojim se složene smjese PAH-ova javljaju u prirodnim naslagama treseta, ugljena
i nafte je nepoznat. Smatralo se kako je piroliza organskih materijala jedini način formiranja
5
PAH-ova. Krajem osamdesetih godina više je znanstvenika postavilo teze da je moguća
biosinteza PAH-ova (najviše benz(a)piren, BaP) u algama, bakterijama, kvascima i višim
biljkama. Pronalazak 1-metil-7-izopropilfenantrena u katranu iz pinije i izolacija PAH-ova
direktno iz biljnog materijala ukazuju da bi mogla biti moguća biosinteza ovih spojeva
(Stogiannidis i Laane, 2015).
PAH-ovi su prisutni i u međuzvjezdanoj prašini. Međuzvjezdana prašina su kozmičke
čestice koje su ugrađene u međuzvjezdani medij, odnosno prostor između nebeskih tijela.
Mogu biti od nanometarskih do centimetarskih veličina. Istraživanjima u kojima se proučavao
sastav međuzvjezdane prašine u Sunčevom sustavu, detektirani su PAH-ovi uz amorfni ugljik
i silikate (Mann i sur., 2014). Iako nastaju prirodno, prirodni izvori PAH-ova danas ne
pridonose značajno sveukupnoj emisiji PAH-ova (Maliszewska-Kordybach, 1999).
2. 3. 2. ANTROPOGENI IZVORI PAH-OVA
PAH-ovi uglavnom potječu iz antropogenih izvora, odnosno aktivnosti koje su vezane uz
pirolizu i nepotpuno izgaranje organskih materijala. Kakvi će oblici PAH-ova biti prisutni,
kako će se dalje distribuirati u okolišu i kakvo će biti njihovo toksično djelovanje ovisi o
izvoru iz kojeg su nastali. Antropogeni izvori su industrija, kućanstva, vozila i agrikultura.
Izvori u kućanstvima se najviše odnose na grijanje i kuhanje. To uključuje peći za grijanje,
kamine, štednjake i plamenike na naftu i plin. Kod korištenja biološkog materijala za
dobivanje topline, dolazi do pirolize ili spaljivanja plina, ulja, ugljena, drva, smeća ili nekih
drugih organskih tvari (Kim i sur., 2013).
Za procjenu otpuštenih PAH-ova u okoliš koristi se brojčana vrijednost, emisijski faktor
koji daje predodžbu o tome koliko je ispušteno PAH-ova u procesima izgaranja, gorenja i
pirolize. Označava se kao masa otpuštenih PAH-ova po kg utrošene sirovine (Yang i sur.,
1998). Emisijski faktori su najmanji za gorivo brodova i aviona, a znatno veći za drvo i ostala
goriva koja se koriste za grijanje, te za automobile. Emisijski faktor je znatno niži kod
upotrebe briketa ugljena nego kod upotrebe sirovog ugljena koji se najčešće koristi u
kućanstvima u Aziji. Usporedbom topline koja se dobije po masi uporabljenog goriva, te
količini PAH-ova u dimu, do najviše emisije PAH-ova dolazi izgaranjem drva, a najmanje
ugljena (Ravindra i sur., 2008).
Budući da se velik dio stanovništva grije spaljivanjem organskih goriva, te isto koristi za
kuhanje, PAH-ovi ovako nastali u kućanstvima također su značajan izvor onečišćenja. Prema
6
procjenama Svjetske zdravstvene organizacije (WHO, eng. World Health Organization) iz
2003. godine 75 % stanovništva Kine, Indije i Jugoistočne Azije, te 50-75 % stanovništva
Južne Amerike i Afrike kuha i grije se na taj način, bez dodataka za pročišćavanje zraka koji
postoje u industrijskim postrojenjima (Norman i sur., 2007). Doprinos PAH-ovima iz
kućanstava donosi i spaljivanje otpada i smeća (Maliszewska-Kordybach, 1999).
Izvori PAH-ova u industriji uglavnom su emisije iz procesa proizvodnje koksa,
petrokemijske industrije, proizvodnje gume i cementa, procesiranja bitumena i asfalta,
sinteriranja aluminija, prezervacije drveta, komercijalne proizvodnje energije i topline te
spaljivanja otpada. PAH-ovi porijeklom iz industrijskih postrojenja nastaju gorenjem plina,
ulja i ugljena, kao i procesiranjem sirovih materijala poput aluminija. Istraživanje koje su
proveli Yang i suradnici 1998. godine izvijestilo je o emisijama plinova iz dimnjaka različitih
industrijskih postrojenja, kao što su visoke peći, peći sa čistim kisikom, koksare, elektrane,
proizvodnja teških loživih ulja i proizvodnja cementa. Emisijski faktor svih PAH-ova iz
dimnjaka navedenih postrojenja bio je u rasponu od 77,0 do 3970 µg/kg sirovine, dok za
benz(a)piren u rasponu od 1,87 do 15,5 µg/kg sirovine. Najviši emisijski faktor ukupnih
PAH-ova i BaP pronađeni su kod izgaranja teških ulja (Yang i sur., 1998).
Emisiji PAH-ova znatno doprinosi i spaljivanje otpada. Istraživanje o nastanku i količini
nastalih PAH-ova spaljivanjem guma iz otpada provedeno je 2007. godine. Gume se spaljuju
pirolizom, a proučavala se količina i vrsta PAH-ova nastalih tijekom tog procesa. Najveći je
bio sadržaj PAH-ova visoke molekulske mase (indeno(1,2,3,-cd)piren, dibenz(a,h)antracen i
benz(a)piren). PAH-ovi u prahu spaljenih guma bili su prisutni u količini od 77 mg/g. Kada se
u obzir uzme ukupna količina PAH-ova, dobivena je brojka od 42,3 g/dan (Chen i sur., 2007).
Manje emisijske faktore imaju spaljeni otpadi iz industrije i domaćinstva (Ravindra i sur.,
2008).
U urbanim sredinama su glavni uzroci emisije PAH-ova ispušni plinovi automobila,
kamiona, željeznice, morskog i zračnog prometa. Emisija ovisi o gorivu koje se upotrebljava
za pogon vozila i vrsti maziva. PAH-ovi u ispušnim plinovima iz motornih vozila formiraju se
trima mehanizmima: kondenzacijama, brzim reakcijama s radikalima i ionskim reakcijama.
Proizvodnji PAH-ova iz goriva doprinosi i manji omjer zraka i goriva. Ukupna emisija
ispuštenih PAH-ova je manja kod gorenja lakših goriva, u odnosu na teža goriva.Tako je za
benzinske motore izmjerena emisija od 0,7 µg/km do 350 µg/km, dok je za dizel motore
izmjerena emisija od 60,2 i 240 µg/km (Ravindra i sur., 2008).
7
Spaljivanje organskih materijala u agrikulturi također je jedan od izvora PAH-ova. To
uključuje otvoreno spaljivanje drveta, slame, vrištine, vrijeska i pljeve. Uvjeti izgaranja
organskih materijala kao što su temperatura izgaranja i veća ili manja prisutnost kisika
određuju koliko će PAH-ova biti proizvedeno tijekom spaljivanja. S povećanjem temperature
i udjela kisika povećava se količina nastalih PAH-ova, a smanjuje se s većom količinom vlage
u biomasi. Emisijski faktori goriva koje sagorijeva paljenjem otpada iz agrikulture su
izmjereni u vrijednostima od 5 do 683 mg/kg. Slama od ječma i pšenice je gorenjem otpuštala
najveće količine PAH-ova, dok su manje vrijednosti bile za ostatke kukuruza, slamu od riže i
ostatke drveta (Jenkins i sur., 1996).
2. 3. 3. PRISUTNOST PAH-OVA U ZRAKU
PAH-ovi dospijevaju u atmosferu izgaranjem ili isparavanjem. Zrak u jako malom udjelu
doprinosi ukupnom onečišćenju s manje od 0,5%. Međutim, PAH-ovi u zraku su bitni jer se
upravo ondje skupljaju, preoblikuju i reagiraju, te dalje transportiraju. Raspodjela PAH-ova u
plinovima ovisi o njihovoj molekulskoj masi, temperaturi i vlažnosti zraka i taloženju. PAH-
ovi manjih moleulskih masa lakše i češće reagiraju s drugim zagađivačima, pa tako često
reagiraju s ozonom, dušikovim oksidima i sumpornim dioksidom i formiraju spojeve kao što
su dinitro-PAH-ovi, nitro-PAH-ovi, sumporna kiselina. Produkti tih reakcija imaju veću
toksičnost od PAH-ova manjih molekulskih masa (Kim i sur., 2013; Maliszewska-Kordybach,
1999).
Nisko hlapivi PAH-ovi s više od 5 aromatskih prstena kondenziraju se pri višim
temperaturama i adsorbiraju se na česticama zraka. Nisu jako mobilni i brzo se odvajaju od
čestica na koje su adsorbirani, te se brzo vraćaju u izvor. PAH-ovi građeni od 2-3 aromatska
prstena kondenziraju pri nižim temperaturama i u višim su koncentracijama u plinovima.
Mogu se transportirati dalje pomoću zraka, pa tako mogu biti dispergirani po cijelom svijetu
(Maliszewska-Kordybach, 1999).
Spojevi građeni od 4 aromatska prstena kao što su piren ili fenantren nalaze se i u
plinovitoj fazi i adsorbirani na česticama zraka. Pregradnja PAH-ova s 4 aromatska prstena u
zraku je najosjetljivija na utjecaje čimbenika iz okoliša (Maliszewska-Kordybach, 1999).
Tijekom ljetnih mjeseci kada je temperatura zraka viša u tropskim područjima koncentracija
im je veća u plinovitoj fazi, a tijekom zimskih mjeseci kada su temperature niže češće su
prisutni u obliku čestica, vezanih na česticama zraka. Tako je u jednom istraživanju u Gornjoj
Šleskoj u Poljskoj udio PAH-ova koji su u obliku čestica u zraku 10-20 puta veći zimi nego
8
na istom području ljeti (Bodzek i sur., 1993). Budući da su vozila jedan od najvećih izvora
PAH-ova u zraku, blizina prometnice ima bitnu ulogu u tome koliko će tih spojeva biti
prisutno u atmosferi. U europskim gradovima količina PAH-ova u atmosferi je znatno veća u
urbanim područjima, u odnosu na ruralna područja. Količina PAH-ova se u jako prometnim
gradovima može pratiti i tijekom dana, pa je tako istraživanje u Massachusettsu pokazalo
kako je koncentracija PAH-ova najviša tijekom jutarnjih sati radnih dana u tjednu, kada je
promet najgušći (Levy i sur., 2001).
Osim prometa, onečišćenju zraka PAH-ovima pridonosi i grijanje kućanstava, kao i veća
proizvodnja energije u toplanama tijekom zime. To potvrđuje rezultate mnogobrojnih
istraživanja koja navode da je koncentracija PAH-ova na česticama zraka viša zimi nego ljeti.
Odnos PAH-ova u plinovitom stanju i u obliku čestica pada s povećanjem udjela vlage u
zraku, a ovisi i o prirodi čestica zraka na koje adsorbiraju. PAH-ovi prisutni u zraku ulaze u
fizikalno-kemijske reakcije i mogu se fotokemijski transformirati, taložiti i reagirati s drugim
zagađenjima zraka. Iz zraka izlaze taloženjem ili se uništavaju u nizu kemijskih reakcija.
Poluvrijeme zadržavanja PAH-ova u zraku može biti od nekoliko sati do nekoliko tjedana.
Duljina zadržavanja ovisi o količini svjetla, temperaturi i vlažnosti zraka. Najkraće će se
zadržavati u zraku ukoliko ima više svjetlosti, pri nižim temperaturama i nižoj vlažnosti zraka
jer su to najpovoljniji uvjeti za dekompoziciju PAH-ova u zraku (Maliszewska-Kordybach,
1999).
Taloženjem nestaju PAH-ovi iz zraka i ostaju na tlu ili u vodi. Stopa taloženja ovisi o
površini, pa se tako PAH-ovi iz zraka skoro dvostruko brže talože nad suhim tlom nego nad
morem. Odstranjivanje PAH-ova u obliku čestica iz zraka ovisi o njihovim fizikalnim
parametrima, ponajviše veličini čestica na koje su adsorbirale, a koje mogu biti veličine od
0,2 µm do 40 µm (Maliszewska-Kordybach, 1999). Varijacije između veličine čestica na koje
su se vezali PAH-ovi u zraku imaju bitan utjecaj na koncentracije PAH-ova u zraku i
raspodjelu PAH-ova između atmosfere i hidrosfere. Tako je izračunato da oko 6 tona pirena i
3 tone benz(a)pirena godišnje dospijeva u sjeverni Atlantik samo taloženjem iz atmosfere. S
druge strane, oko 23 % PAH-ova iz zraka se taloži na tlo, a 40-75 % se uklanja iz zraka
drugim mehanizmima (Maliszewska-Kordybach, 1999, Wild i Jones, 1995).
Najznačajnija skupina reakcija kojima PAH-ovi podliježu u atmosferi su fotokemijske
transformacije. PAH-ovi u plinovitoj fazi podliježu ovim reakcijama češće nego oni
adsorbirani na čestice tla. Ukoliko su u zraku prisutne vrlo porozne čestice, pepeo i čestice
9
koje sadrže ugljik, one mogu na sebe adsorbirati PAH-ove te na taj način zaštiti atmosferu od
fotooksidacije (Kim i sur., 2013).
U europskim zemljama količina benz(a)pirena u zraku je, ovisno o dijelu kontinenta,
između 0,034 ng/m3(Finska) i 2,9 ng/m
3 (područje bivše Čehoslovačke). Budući da je ukupna
količina PAH-ova 10 puta veća od koncentacije BaP, procjenjuje se da je koncentracija svih
PAH-ova u zraku između 0,3-0,7 ng/m3
u najmanje onečišćenim područjima i 10-30 ng/m3 u
Srednjoj Europi. U europskim zemljama najveća koncentracija benz(a)pirena nalazi se u
Češkoj i Slovačkoj, Mađarskoj, Njemačkoj, Poljskoj i Austriji. Najmanja je koncentracija u
skandinavskim zemljama i Portugalu. Emisija PAH-ova u atmosferu u zemljama Europske
unije (EU) znatno se smanjila od 1990. godine do danas (Maliszewska-Kordybach, 1999).
Prema izračunima Europske agencije za okoliš (EEA, eng. European Environment
Agency) razina emisije PAH-ova je do 2013. godine smanjena na 38 % emisije u odnosu na
1990. godinu. Doprinos onečišćenju atmosfere u zemljama Europske unije u npr. 2011. godini
također potječe iz kućanstva, komercijalnog i institucijskog sektora (EEA, 2015).
2. 3. 4. PRISUTNOST PAH-OVA U TLU
Taloženjem PAH-ova iz zraka, oni prelaze u tlo, što im je glavna ruta ulaska u okoliš.
Budući da su aromatski spojevi lipofilni, PAH-ovi se ne zadržavaju u vodenom okolišu, nego
većinom u tlu. Tako PAH-ovima postaju izloženi organizmi koji se hrane biljkama iz
kontaminiranog tla (Kim i sur., 2013).
Ispitivanje u kojem se mjerilo taloženje PAH-ova u tlu u europskim zemljama pokazalo je
kako se benz(a)piren taloži na tlu Austrije, Njemačke, Francuske i Nizozemske u količinama
od 34,0; 214,4; 7,7 i 13,3 ng/m2/dan
(HRN EN 15980:2011). PAH-ovi se apsorbiraju na
površini organskog materijala zemlje, te prodiru unutar šupljina u česticama zemlje.
Apsorpcija onečišćivača, pa tako i PAH-ova, ovisi o tipu zemlje čija se nehomogenost očituje
u razlici količine vode, te vrsti i količini organskog materijala. PAH-ovi se lako i čvrsto
adsorbiraju na čađu i humusne tvari ili se zadržavaju u porama i prazninama u zemlji. Tako je
njihova apsorpcija jača kod zemlje koja sadrži više pora (glineno tlo) nego kod zemlje s višim
sadržajem organske tvari. Na dostupnost PAH-ova u zemlji utječu i anorganski dijelovi
zemlje (minerali, oksidi i metali) (Jonsson i sur., 2006).
Budući da se brzo i čvrsto vežu na čestice tla te zbog hidrofobne strukture, PAH-ovi iz tla i
zraka ne dospijevaju u dublje slojeve tla, zbog čega sudjeluju u zagađivanju podzemnih voda.
10
Istraživanje iz 1984. godine opisuje sadržaj PAH-ova u tlu blizu prometnice. Površinski sloj
zemlje, od 0 do 4 cm u dubinu, za 1 m udaljen od prometnice sadržavao je 20,000 µg/kg
zemlje PAH-ova (piren, fluoranten, krizen, benz(a)antracen, benz(a)piren, benz(e)piren i
koronen), dok je površinski sloj zemlje udaljen od prometnice za 600 m sadržavao znatno
manju količinu PAH-ova (4,000-8,000 µg/kg zemlje). Također je promatrana količina
pojedinih PAH-ova u udaljenijem tlu. Razlučeni su PAH-ovi koji su "dospjeli dalje", odnosno
ostali stabilniji kroz dulji transport, od onih koji su manje stabilni te nisu preneseni daleko.
Fluoranten, koronen i krizen su od navedenih PAH-ova najstabilniji i imaju najdulji vijek.
Piren i benz(a)antracen imaju srednje dugački vijek i time stabilnost, a najmanje je stabilan
benz(a)piren (Butler i sur., 1984).
Rizik od zagađenja PAH-ovima iz tla postoji za zeleno lisnato povrće koje raste iz
zagađenog tla te za meso stoke i peradi koja se hrani biljkama iz tla u kojem su prisutni PAH-
ovi. U biljke dospijevaju i adsorpcijom, a mogu dospjeti samo PAH-ovi manje molekulske
mase (SCF, 2002).
Kod biljaka, PAH-ovi iz tla ostaju koncentrirani u tkivima na površini biljke kao što su
kora i lišće. Spojevi vezani na čestice adsorpcijom lako se odstranjuju pranjem, ali spojeve
otopljene u voštanim slojevima bilja kao što su kora ili list nije lako odstraniti pranjem. Iako
se PAH-ovi nakupljaju u tlu, dospijevaju u biljni materijal koji raste iz tog tla i tako
kontaminiraju hranu. Unos PAH-ova hranom znatno je veći za spojeve nastale u hrani tijekom
procesiranja, od onih koje su dospjeli u hranu iz tla.
2. 3. 5. PRISUTNOST PAH-OVA U VODI
PAH-ovi dospijevaju u vodu taloženjem iz zraka iznad vodenih površina, oborinskim
vodama ili ispuštanjem industrijskog otpada u vode. Tada dospijevaju u sedimente i vodu. U
vodi nisu topivi, ali se čvrsto vežu na sedimente zbog čega može doći do onečišćenja vodenih
ekosustava.
U oborinske vode dospijevaju iz zraka, koje na putu do rijeka i jezera dodatno ispiru
krovove, ceste, parkirališta i ostale površine na kojima mogu biti prisutni PAH-ovi. Na taj
način oborinske vode sakupljaju PAH-ove iz više izvora, te ih odvode u vodene ekosustave
(Manoli i Samara, 1999).
Industrijske otpadne vode onečišćene PAH-ovima najčešće dolaze iz industrija koje se
bave proizvodnjom kemikalija: otapala, maziva, boja, insekticida. U spomenutim industrijama
11
se koriste PAH-ovi nižih molekulskih masa (naftalen, acenaften, fluoren, fenantren). Također
je moguće da PAH-ovi dospiju u vodu izlijevanjem fosilnih goriva. Općenito, veće
koncentracije PAH-ova u vodi i sedimentima nađene su iz uzoraka koji su bili bliže
industrijskim postrojenjima na obali.
Koncentracija svih PAH-ova u europskim rijekama kreće se od 2 do 500 ng po litri vode iz
rijeke. Najviše su koncentracije u rijekama u Njemačkoj (Elba, Dunac, Aach) i Ujedinjenom
Kraljevstvu, dok su manje u Grčkoj. Koncentracije ukupnih PAH-ova vezanih na
suspendirane čestice u zapadnom dijelu Mediterana kreću se od 200 do 750 pg/L, a najveće su
u Gibraltaru i Sicilijanskim tjesnacima, između Iberijskog poluotoka i Balearskih otoka.
Također, koncentracija svih PAH-ova je znatno niža pri većim dubinama, tako da je znatno
niža pri dubini od 70-415 m u odnosu na koncentraciju pri dubini od 10-25 m (Baltičko more)
(Manoli i Samara, 1999).
Većina vodenih organizama ima visoki potencijal biotransformacija PAH-ova, zbog čega
ne dolazi do značajne biomagnifikacije u hranidbenom lancu. Nisku sposobnost
metaboliziranja, odnosno biotransformacija PAH-ova imaju neki školjkaši poput dagnji i
kamenica. Dagnje i kamenice filtriraju velike količine vode, pa u njima dolazi do
akumuliranja PAH-ova. Biomagnifikacija PAH-ova može predstavljati veliki rizik, pogotovo
kod organizama koji žive u vodi. Organizmi koji su niže u prehrambenom lancu vodenih
ekosustava filtriraju vodu i u svojim tkivima akumuliraju PAH-ove, koji kasnije prehranom
dolaze u tkiva životinja koje se nalaze više u prehrambenom lancu. Tako se količina PAH-ova
povećava kod životinja koje se nalaze više u hranidbenom lancu (Phillips, 1999).
2. 3. 6. UKLANJANJE PAH-OVA IZ OKOLIŠA
Razvijeni su različiti postupci uklanjanja PAH-ova u onečišćenom okolišu. PAH-ovi mogu
biti uklonjeni iz vode i tla korištenjem adsorbensa, kao što su aktivni ugljen, organski
minerali, polimerne gline, pijesak, sedimenti, celuloza i membrane. Uklanjanje PAH-ova iz
zraka temelji se na fotokemijskim transformacijama i taloženju. Učinkovitost većine
postupaka uklanjanja PAH-ova se kreće između 90 i 100%, a ovisi o tipu PAH-ova,
svojstvima adsorbensa, učinkovitosti adsorpcije, vremenu kontakta s adsorbensom i mogućim
eventualnim konkurentnim spojevima koji se vežu na adsorbense (Lamichhane i sur., 2016).
12
2. 4. UNOS PAH-OVA HRANOM
Ljudi su svakodnevno izloženi PAH-ovima iz zraka, hrane, duhanskog dima i dima iz
otvorenih kamina ili ložišta. Za nepušače je izloženost organizma PAH-ovima koji dolaze iz
hrane najzastupljenija.
Po podrijetlu PAH-ova u hrani razlikujemo one koji se nalaze u sirovoj hrani (prijenos iz
tla i okoliša) i PAH-ova koji su nastali u hrani tijekom procesiranja. PAH-ovi koje najčešće
nalazimo u hrani su: benz(a)piren, benz(a)antracen, krizen, dibenz(a,h)antracen, piren,
antracen, fluoranten i benz(b)fluoranten. Prema uredbama Europske komisije, spoj koji se
koristi kao marker je benz(a)piren. Stoga se kod analize hrane isprva neizostavno analizirala
njegova prisutnost i koncentracija. U međuvremenu je Znanstveni odbor za prehranu (SCF,
eng. Scientific Committee on Food) ustanovio kako ta analiza ne daje potpuno ispravne
rezultate. Donesena je preporuka za provođenjem daljnjih analiza relativnih omjera PAH-ova
u hrani s ciljem donošenja zaključka o eventualnom uvođenju novih markera. No, zasad se
kao marker za prisutnost PAH-ova s kancerogenim svojstvima u hrani i dalje koristi
benz(a)piren (EFSA, 2008).
Procesiranje hrane poput sušenja, pečenja, dimljenja, prženja i pečenja na roštilju su glavni
načini tvorbe PAH-ova. Najveće dopuštene količine su propisane za benz(a)piren, kao i za
zbroj ukupnih količina benz(a)pirena, benz(a)antracena, benz(b)fluorantena i krizena, te se
razlikuju s obzirom na vrstu hrane. Za svaku skupinu namirnica propisane su dvije
vrijednosti: vrijednost najveće dopuštene količine benz(a)pirena i vrijednost najveće
dopuštene količine sume 4 PAH spoja (benz(a)pirena, benz(a)antracena, benz(b)fluorantena i
krizena) (Europska komisija, 2011).
Najveće količine individualnih PAH-ova u hrani izmjerene su do 200 µg/kg u dimljenom
mesu i ribi. U roštiljanom mesu nađeno je i 130 µg/kg. Prosjek sadržaja ukupnih PAH-ova u
hrani prije termičke obrade je između 0,01 i 0,1 µg/kg. Namirnice koje sadrže najveću
količinu ukupnih PAH-ova i kancerogenih PAH-ova su: žitarice, margarini, ulja, sušeno voće
i dimljeni proizvodi. Doprinos ukupnom unosu PAH-ova iz namirnica ovisi i o količini
konzumiranih namirnica. Sušeno voće koje samo po sebi sadrži veće količine PAH-ova ipak
neće toliko doprinjeti njihovom ukupnom unosu koliko i žitarice koje se konzumiraju češće,
možda i svakodnevno u jutarnjem obroku (SCF, 2002).
13
2. 4. 1. ULJA I MASTI
Biljna ulja su bitan dio prehrane, stoga unos PAH-ova putem ulja i proizvoda koji sadrže
ulje nikako nije zanemariv. PAH-ovi iz biljnih ulja dospijevaju i u druge prehrambene
proizvode koje ljudi svakodnevno konzumiraju, poput žitarica, keksa, kolača ili salata s
raznim prelijevima.
Mogući izvori kontaminacije ulja su kontaminacija biljnog materijala prije početka
proizvodnje ulja, dimljenje kao način sušenja biljnog materijala prije ekstrakcije i
kontaminacija iz otapala koje se koristilo za ekstrakciju. Tako primjerice dim u procesu i
tijekom sušenja sjemenki kod proizodnje ulja može doći u kontakt sa sjemenkama i na taj
način kontaminirati konačni proizvod PAH-ovima. Budući da su PAH-ovi liposolubilni, lako
ostaju u uljima. Količina PAH-ova u ulju ovisi o načinu procesiranja ulja, najviše o procesu
deodorizacije tijekom kojeg se smanjuje koncentracija nekih PAH-ova niskih molekulskih
masa. Također je moguće pročišćavanje PAH-ova iz ulja tretiranjem adsorbentima poput
aktivnog ugljena.
Istraživanje količine pet PAH-ova u maslinama koje je provedeno u dolinama blizu Firence
u Italiji pokazalo je da su na nekim područjima prisutni u malim koncentracijama od 1-3
µg/kg, dok su na drugim područjima bile do visokih 15 µg/kg. Koncentracija PAH-ova ovisila
je o tome koliko su masline bile blizu prometnica. Najveći izvor PAH-ova na tom području su
ispušni plinovi automobila, sustavi za proizvodnju topline i način zbrinjavanja otpada. Na
mjestima gdje su bile veće koncentracije PAH-ova u zraku, bile su i veće koncentracije u
maslinama. To potvrđuje poznatu tvrdnju da PAH-ovi u biljke dospjevaju i iz zraka i putem
tla (Ignesti i sur., 1992).
Mliječni proizvodi uglavnom sadrže manje koncentracije PAH-ova nego njihovi
ekvivalenti na bazi biljnih ulja, pa tako u margarinima nalazimo njihovu znatno višu
koncentraciju nego u maslacu. Mlijeko može sadržavati benz(a)piren, ali u niskim
koncentracijama, tek oko 6,5 ng/kg (Somogyi i Beck, 1993.)
Procijenjena količina PAH-ova u mastima i uljima iznosi 2,4 µg/kg iz maslaca, 4,0 µg/kg
iz mješavina maslaca i biljnih ulja, 32 µg/kg iz margarina za kuhanje i pečenje, 12 µg/kg iz
mazivih margarina te 23 µg/kg iz biljnih ulja (Hopia i sur., 1982). Na osnovi ovih podataka, a
s obzirom na prosječnu godišnju konzumaciju ovih proizvoda po stanovniku, izračunato je da
je godišnji unos PAH-ova iz maslaca bio 27 µg, iz margarina 160 µg, iz biljnih ulja 40 µg te
14
iz mješavina ulja i maslaca 3 µg. To ukupno po osobi iznosi 230 µg godišnje odnosno 0,6 µg
dnevno (Hopia i sur., 1982).
Za ulja i masti (osim kakaovog maslaca i kokosovog ulja) koja služe za izravnu prehranu
ljudi ili su sastojak hrane najveća dopuštena količina benz(a)pirena je 2,0 µg/kg, a zbroj
količine sva četiri PAH-ova ne smije prekoračiti iznos od 10,0 µg/kg. Za kokosovo ulje i
kakaov maslac propisane vrijednosti su nešto drugačije. Razlog tome leži u većim količinama
PAH-ova koji nastaju kao posljedica drugačijeg proizvodnog procesa. Kakaov maslac ima
višu razinu PAH-ova zbog neodgovarajućih načina sušenja kakao zrna i činjenice da se on ne
može rafinirati kao druga biljna ulja i masti. Kokosovo ulje pak sadrži veću količinu PAH-ova
zbog prirodno veće prisutnosti benz(a)antracena i krizena koji se ne mogu lako ukloniti
tijekom njegove rafinacije. Kokosovo ulje za izravnu prehranu ljudi ili kao sastojak u hrani
smije sadržavati najviše 2,0 µg/kg benz(a)pirena, a zbroj količine sva četiri PAH-ova ne smije
prekoračiti iznos od 20,0 µg/kg (Europska komisija, 2011).
2. 4. 2. POVRĆE
U ljudskoj prehrani također značajan izvor PAH-ova koji dospjevaju iz onečišćenja zraka
ili tla može biti i lisnato povrće (EFSA, 2008). Međutim, do 50% PAH-ova se može odstraniti
pranjem povrća (SCF, 2002).
Istraživanje u Finskoj ustanovilo je posebno visoke količine PAH-ova (0,0048-0,094
mg/kg) u svježoj salati. Istraživanje u blizini New Delhia 2012. godine kojim se ispitivala
prisutnost 16 različitih PAH-ova u povrću, pokazalo je koncentracije od 0,07 mg/kg za tikvu
sađenu ljeti, 1,1 mg/kg za rotkvicu sađenu zimi, 0,002 mg/kg za crni grah sađen ljeti te 0,05
mg/kg za špinat sađen zimi (Khillare i sur., 2012). Nadalje, istraživanje iz 1999. godine o
koncentracijama PAH-ova u povrću u Grčkoj u industrijskom području pokazalo je 0,02-0,29
mg/kg u unutarnjim tkivima lisnatog povrća odnosno 0,04-0,09 mg/kg u korjenastom povrću
(Kipopoulou i sur., 1999). Prema istraživanju iz 2004. godine u Španjolskoj na području u
blizini petrokemijske industrije prisutnost PAH-ova u povrću iznosila je od 0,02 do 0,17
mg/kg (Nadal i sur., 2004).
Općenito, količine PAH-ova u povrću kreću se između 0,01 i 1 mg/kg, a količina ovisi
najviše o tipu povrća, godišnjem dobu i udaljenosti od zagađivača zraka. Lisnato povrće koje
sadrži voštani vanjski sloj lista s većom površinom pora podložnije je zagađenju PAH-ovima
zbog toga što je najdominantnija kontaminacija zrakom. Korjenasto povrće poput krumpira,
15
mrkve i rotkvice lakše apsorbira PAH-ove iz kontaminiranog okoliša od povrća poput
krastavca, patliđana i rajčice (Bansal i Kim, 2015). U odnosu na današnje doba, količine
PAH-ova u usjevima bile su znatno veće sredinom 20. stoljeća. Razlog tomu je smanjenje
zagađenja atmosfere ovim spojevima, pa prema tome i smanjenje zagađenja tla. Najviše
dopuštene vrijednosti sadržaja PAH-ova u povrću za sada nisu obuhvaćene važećim
propisima (Europska komisija, 2011).
2. 4. 3. ŽITARICE
PAH-ovi u žitarice dospjevaju ili iz tla ili kontaminacijom usjeva izvana. Trenutni podaci o
prisutnosti PAH-ova u žitaricama i povrću su ograničeni i ne postoje propisane njihove
najviše dopuštene vrijednosti, kao što je i slučaj kod povrća (Europska komisija, 2011). Iako
žitarice sadrže niske količine PAH-ova, njihov unos hranom može biti značajan s obzirom na
njihovu češću konzumaciju (Harvey, 1991).
2. 4. 4. MESO I RIBA
Dimljenje i neki drugi načini procesiranja smatraju se glavnim načinom kontaminacije
mesa i ribe PAH-ovima. Količina PAH-ova nastalih tijekom procesiranja ovisi o duljini
trajanja termičke obrade namirnice, udaljenosti namirnice od izvora topline i načinu pripreme
namirnice (npr. kod roštiljanja – kapanje masti na otvoreni izvor topline).
Ovdje je važno naglasiti da dimljenjem dolazi do nastajanja nositelja specifičnih
organoleptičkih svojstava dimljenih proizvoda: derivati fenola, karbonili, piroli, derivati
furana, esteri, organske kiseline i njihovi esteri i laktoni. Dim nastaje spaljivanjem drva uz
prisustvo kisika, kao polidisperzirani sustav čestica tekućine i krutine u plinovitoj fazi.
Plinovitu fazu čine zrak, CO, CO2, vodena para, metan i neki drugi plinovi. Temperature
dimljenja i vlažnost drveta imaju bitnu ulogu u stvaranju PAH-ova. Raspon temperatura
spaljivanja materijala iz kojeg nastaje dim za celulozu je 180-300 °C, za hemicelulozu 260-
350 °C, a za lignin 300-500 °C (Harvey, 1991).
Kod dimljenja hrane vidljive su varijacije u nastajanju PAH-ova s obzirom na vrstu i sastav
drva, vrstu generatora topline, prisutnost kisika, temperaturu pri kojoj se stvara dim i vrijeme
dimljenja. Dimljenjem ribe tradicionalnim metodama u prosjeku dobivamo proizvod s 1,2 μg
benz(a)pirena po kg dimljenog proizvoda, odnosno 9 μg ukupnih kancerogenih spojeva po kg
dimljenog proizvoda. Usporedbom različitih aroma i tipova drveta koja se koriste za
16
dimljenje, dobiveno je da se najveće koncentracije ukupnih PAH-ova, kao i ukupnih
kancerogenih PAH-ova, dobivaju dimljenjem s drvetom topole, dok ih je znatno manje kod
dimljenja s drvetom hrasta, trešnje i bukve (NCBI, 1983).
Količina PAH-ova u dimu, formiranih tijekom pirolize linearno se povećava s povišenjem
temperature kada je temperatura izgaranja između 400 i 1000°C. Temperatura dimljenog
materijala je do 50 °C. Drvo niže vlažnosti omogućava više temperature materijala koji
proizvodi dim, zbog čega dolazi do stvaranja veće količine PAH-ova. Stoga se nastajanje
PAH-ova može umanjiti smanjenjem temperature izgaranja, odnosno povećanjem vlažnosti
drva. Mast koja curi iz namirnice i kapa u vatru, u vatri podliježe pirolizi tijekom koje dolazi
do nastajanja PAH-ova različitim mehanizmima, koji nisu u potpunosti razjašnjeni (Lijinsky i
Ross, 1967).
Istraživanje koje je proveo Saint-Aubert sa suradnicima još 1992. godine pokazalo je
znatne razlike u količini PAH-ova u roštiljanom mesu s obzirom na položaj mesa na roštilju.
Istraživanje se provodilo s različitim vrstama mesa i ribe. Kod roštiljanja na horizontalnom
roštilju mast iz namirnice može kapati po izvoru topline, dok je kod vertikalnog roštilja to
kapanje spriječeno. Stoga su u slučaju roštiljanja s vertikalnim roštiljem izmjerene količine
PAH-ova bile 10-30 puta manje u usporedbi s horizontalnim roštiljem (Saint-Aubert i sur.,
1992). Daljnjim istraživanjem koje je provedeno 1997. godine uspoređivala se količina
nastalih PAH-ova u mesu odreska pačjeg mesa ovisno o vremenu i načinu procesiranja.
Najvišu količinu ukupnih PAH-ova imalo je meso bez kože pripremljeno pomoću grila na
ugljik, ukupno 320 µg/kg. Malo manju količinu imalo je meso pripremljeno na isti način s
kožom, dok je ukupnih PAH-ova u slučaju dimljenja bilo 210 µg/kg, a u slučaju pečenja 130
µg/kg. Najmanja količina ukupnih PAH-ova nastaje ukoliko se meso priprema na pari 0,3
µg/kg, što je 1000 puta manje nego na grilu (Harvey, 1991; EFSA, 2008, SCF, 2002).
Najveća dopuštena količina benz(a)pirena u dimljenom mesu i dimljenim mesnim
proizvodima, mišićnom mesu dimljene ribe i dimljenim proizvodima ribarstva je 2,0 µg/kg, a
četiri PAH spoja 12,0 µg/kg. Za dimljene školjkaše propisane su posebne vrijednosti (6,0
µg/kg za benz(a)piren i 35,0 µg/kg za četiri PAH-a), kao i za dimljene i konzervirane
papaline, svježe školjkaše, toplinski obrađeno meso i mesne proizvode koji se prodaju kao
gotovi proizvod (5,0 µg/kg za benz(a)piren i 30,0 µg/kg za četiri PAH-a) (Europska komisija,
2011).
17
2. 4. 5. KAVA I ČAJ
Prženje kave može uzrokovati tvorbu PAH-ova. Istraživanje iz 2009. godine mjeri
koncentracije od 28 PAH-ova u 13 različitih tipova pripravljene kave. Ukupni PAH-ovi su u
prosjeku bili prisutni u koncentracijama od 0,52 do 1,8 µg/l (Orecchio i sur., 2009). Prethodna
istraživanja izmjerila su koncentracije PAH-ova u kavi od 17 µg/l i 0,1-0,4 µg/l za kavu
pripravljenu filterima (Narsi i sur., 2005). Istraživanje iz 2013. godine zaključilo je da nema
korelacije između koncentracije PAH-ova u kavi i stupnja prženja zrna, ali postoje razlike
između kultivara (Silvia i sur., 2013). Tako su PAH-ovi u kavi prisutni u rasponu
koncentracija od 0,025 do 17 µg/l, a sama koncentracija ovisi o kultivaru i načinu kuhanja
kave.
2. 4. 6. KONDITORI
PAH-ovi u konditorskim proizvodima i proizvodima za pripremu kolača i slatkiša potječu
od kakaovog maslaca i šećera, te ih najviše ima u proizvodima koji sadrže kakao.
Zrna kakaa tijekom obrade prolaze sušenje, pečenje, prženje i fermentiranje tijekom kojih
može doći do tvorbe PAH-ova. Međutim, kakaovo zrno ima ovojnicu koja ga štiti, pa količina
PAH-ova u zrnima kakaa nije visoka. Koncentracija PAH-ova u kakaovim proizvodima može
biti 2,7-235 ng/g za PAH-ove, odnosno 0,07 i 0,63 ng/g za BaP (Bansal i Kim, 2015). S
obzirom na velike razlike u proizvodnji kakaovih proizvoda i drugih konditora, teško je
odrediti koju količinu PAH-ova najčešće sadrže. Međutim, ta količina je unutar dopuštenih
razmjera. Najveća dopuštena količina benz(a)pirena u kakaovim zrnima i proizvodima od
kakaovog zrna je 5,0 µg/kg masti, a četiri PAH spoja 30,0 µg/kg masti (Europska komisija,
2011).
2. 4. 7. OSTALA HRANA I DODACI PREHRANI
Visoke razine PAH-ova ustanovljene su također i u nekim dodacima prehrani. Unatoč
tome, podaci su različiti i ovise o specifičnoj vrsti dodataka prehrani. Ne postoje zakonske
odredbe niti norme o tome koliko PAH-ova smije biti prisutno u dodacima prehrani.
Prerađena hrana na bazi žitarica i hrana za dojenčad i malu djecu te dijetalna hrana za posebne
medicinske potrebe smije sadržavati do 1,0 µg/kg benz(a)pirena te istu količinu sume četiri
PAH-ova (Europska komisija, 2011).
18
2. 4. 8. PROSJEČAN DNEVNI UNOS
Prosječan dnevni unos po osobi iznosi 3,70 µg ukupnih PAH-ova prema istraživanju
provedenom u Velikoj Britaniji (Phillips, 1999). Istraživanje provedeno u Nizozemskoj
pokazalo je da je unos za 18-godišnjeg muškarca bio 5-17 µg dnevno (De Vos i sur., 1990).
Procijenjen prosječan dnevni unos PAH-ova po osobi je prikazan u tablici 2.
U SAD-u je 2001. godine provedeno istraživanje u vidu upitnika o konzumiranju hrane u
kojem je sudjelovalo 228 ispitanika. Rezultati upitnika s uvrštenim količinama benz(a)pirena
u navedenim namirnicama analizirani su te je dobiveno da ukupnom unosu benz(a)pirena
najviše doprinose kruh i žitarice za doručak s 29 %, roštiljano meso s 21 %, povrće s 11-13
%, a da je najmanji unos iz masti i ulja. Unos benz(a)pirena je bio u rasponu od 40 do 60 ng
po osobi dnevno. Istraživanje o unosu benz(a)pirena provedeno u Kataloniji 2000. godine
pokazalo je da je također najveći doprinos unosu dolazi od žitarica, 23 %. Unos BaP dnevno
bio je 128 ng dnevno po osobi, a ukupnih PAH-ova 8418 ng (Falco i sur., 2003).
Tablica 2. Prosječan dnevni unos PAH-ova za odrasle nepušače u EU, procjene iz 2002.
(prema SCF, 2002)
PAH Dnevni unos po osobi/ng
Hrana Pitka voda Zrak
Antracen <30-640 - 20
Benz(a)antracen <20-410 0,2-10 20
Benz(a)piren 50-290 0,2-2 20
Benz(e)piren 200 - 20
Krisen 200-1530 200 20
Fluoranten 600-1660 2-200 100
Indeno(1, 2, 3-cd)piren <20-460 0,2-2 20
Fenantren <330-4510 - 400
Piren 600-1090 0,2-200 100
Za ove razine unosa PAH-ova utvrđeno je da umjereno povećavaju potencijal za rizik od
pojave raka 2,85×10-6
puta u općoj populaciji, 2,93×10-6
za muškarce i 2,68×10-6
za žene
(Bansal i Kim, 2015). Unos PAH-ova u djece i adolescenata je manji nego u odraslih,
međutim procijenjeni rizici su isti. Kako bi točno odredili koliki je dnevni unos PAH-ova po
stanovniku, trebali bi znati koliko se kojih namirnica konzumira u određenoj populaciji i uz to
imati točne analize koncentracija PAH-ova u većini namirnica.
19
2. 4. 9. UNOS PAH-OVA DUHANOM
Unos PAH-ova inhalacijom znatno je veći kod osoba koje su pušači u odnosu na nepušače.
Koncentracije benz(a)pirena u cigaretama variraju, a kreću se između 2 i 20 ng BaP po
cigareti. Ako se u izračun uzme da se udiše 80 % BaP iz cigarete, koji ulazi u pluća gdje se
odlaže, dnevni unos BaP iz dima cigareta bio bi 105 ng za osobu koja puši 20 cigareta
dnevno, što je znatno više od unosa hranom ili iz okoliša. Dim cigarete sadrži 10 puta više
PAH-ova u usporedbi s udahnutim dimom pušača. Tako je u dimu izgorene jedne cigarete
prisutno 100 ng BaP iz koje pušač pušenjem udahne 11 ng BaP. Osobe koje su izložene
duhanskom dimu u sobi koja sadrži 5-20 ng BaP/m3 5 sati inhalacijom unesu 40 ng BaP
(EFSA, 2008; Evans i sur., 1993).
2. 4. 10. DJELOVANJE NA SMANJENJE KOLIČINE PAH-OVA U HRANI
Količina PAH-ova u hrani može se donekle regulirati, odnosno smanjiti odabirom
pripreme namirnice ili obrade u postrojenju, čuvanju i upotrebi začina i konzervansa.
Kuhanje, kao odabir termičke obrade nasuprot prženju ili pečenju na roštilju smanjuje
količinu PAH-ova u gotovom proizvodu (kao što je već navedeno, kuhani proizvodi imaju
značajno manje količine PAH-ova). Kuhanje pri nižim temperaturama ili kuhanje na pari
dodatno pomaže. Ukoliko se koristi pečenje na roštilju, potrebno je odabrati način pečenja
kod kojega je mast iz namirnice spriječena od padanja na ugljen. Uz to, moguće je smanjiti
PAH-ove kod pečenja ukoliko se izbjegne direktan kontakt namirnice s visokom
temperaturom ili otvorenim plamenom. Dimljenje kao način pripreme je bitno zbog
senzorskih svojstava konačnog proizvoda, tako da će odabir nekog drugog načina pripreme
značajno pogoršati senzorska svojstva koja su potrošačima bitna (Saint-Aubert i sur., 1992).
Zbog toga su razvijeni tekući dodaci okusa, koji hrani koja nije dobivena dimljenjem mogu
dodati okus dimljenoga. Kod proizvodnje tih tekućih dodataka okusa, količina PAH-ova je
znatno smanjenja pročišćavanjem tih proizvoda. Tako „dimljeni“ proizvod koji ima naknadno
dodan okus dimljenog ima manju količinu PAH-ova u odnosu na proizvod koji je pripremljen
dimljenjem (Phillips, 1999).
Kod mesa koje se termički obrađuje, moguće je smanjiti PAH-ove ambalažom. Tanki sloj
polietilena kao pakiranje dimljenom mesu pridonjeo je smanjenju PAH-ova u mesu za 50 % u
odnosu na meso bez te ambalaže. To znači da treba koristiti posuđe koje ima odvojeni odvod
masti i sokova koji izlaze iz namirnice, dovoljno je udaljeno od izvora topline da temperatura
20
bude niža i plamen ne dospjeva do namirnice koja se peče (Chen i Chen, 2005). Kod pečenja
mesa na roštilju, količina PAH-ova u pečenom mesu može se smanjiti tako da se meso
prethodno predgrijava na pari ili u mikrovalnoj pećnici. Osim promjenama u termičkoj obradi,
formiranje PAH-ova u hrani moguće je smanjiti i spriječiti kemijskim sastavom hrane.
Antioksidacijska svojstva nekih kemijskih spojeva mogu pridonijeti redukciji tvorbe PAH-
ova u hrani. Mariniranje mesa u soku od limuna smanjilo je tvorbu PAH-ova u mesu piletine
za 72% i govedini za 39%, a mariniranje i pečenje u korama od banane umijesto aluminijske
folije 81% u piletini i 32% u govedini (Farhadian i sur., 2011). Dodatak začina može također
pridonijeti smanjenju PAH-ova. Začini poput đumbira, češnjaka, začinskog bilja i ekstrakta
bobica imaju prirodno jako antioksidacijsko djelovanje i mogu spriječiti kancerogeno
djelovanje PAH-ova. Budući da su PAH-ovi osjetljivi na svjetlo, odnosno raspadaju se,
moguće je smanjiti njihov sadržaj fotodegradacijom, odnosno katalizom na manje štetne
kemijske spojeve. Pod UV svjetlom, PAH-ovi se mogu pretvoriti u aromatske alkohole,
ketone, kvinone ili etere, u zraku kao i u vodi. Tako će se PAH-ovi moći ukloniti iz
onečišćenih voda tretiranjem UV svjetlom. Kod proizvodnje ulja ili kod pripremanja hrane u
koju se dodaje veća količina ulja, također smanjenje temperature ima pogodan učinak na
smanjenje količine PAH-ova. Ulja koja su sušena pri nižim temperaturama i keksi koji su
pečeni pri nižim temperaturama imali su niže koncentracije PAH-ova (Bansal i Kim, 2015).
Enzimsko uklanjanje (biokataliza – mikrobna razgradnja) PAH-ova također je moguće.
Oksigenaze, dehidrogenaze i lignolitički enzimi mogu destabilizirati veze unutar molekula
PAH-ova. Enzimska liza PAH-ova je već primjenjivanja u degradaciji naftalena, fenantrena i
benz(a)pirena (Bansal i Kim, 2015).
2. 5. ADME PAH-OVA
2. 5. 1. APSORPCIJA PAH-OVA
Apsorpcija PAH-ova najčešća je inhalacijom i ingestijom, rijeđe dermalna,
intraperitonealna i intravenozna. Dermalno se apsorbiraju PAH-ovi u doticaju kristala PAH-
ova s kožom, inhalacijom se apsorbiraju PAH-ovi u plinovitoj fazi ili PAH-ovi vezani na
čestice zraka, ingestija uključuje apsorpciju preko gastrointestinalnog trakta PAH-ova
unesenih hranom i pićem. Apsorpciju PAH-ova određuju njihova topivost u vodi i lipidima.
PAH-ovi su slabo topivi u vodi, a lako topivi u mastima, što ima značajan utjecaj na njihovu
apsorpciju. Vrijednosti log Kow PAH-ova su između 3,4 i 7,3, a topivost u vodenim
21
otopinama, je od 0,26 (benz(ghi)perilen) µg/L do 3,17×104 µg/L (naftalen) pri temperaturi od
25 °C (Tang i sur., 2006). Općenito, svi PAH-ovi su jako slabo topivi u vodi, a dobro topivi u
mastima.
Naftalen se kod životinja lako apsorbira perkutano (50 %), oralno (84 %) i inhalacijom
(22-73 %). Za ljude se pretpostavlja da je također tako, te da se brzo distribuira po tijelu bez
duljeg zadržavanja u određenim tkivima ili organima (Preuss i sur., 2003).
2. 5. 1. 1. DERMALNA APSORPCIJA PAH-OVA
PAH-ovi se mogu dermalno apsorbirati u obliku kristala ili u otopinama. Dermalna
apsorpcija u obliku kristala je mala u odnosu na apsorpciju putem otopina. U otopinama,
PAH-ovi se sporije dermalno apsorbiraju ukoliko su otopljeni u uljima zbog lipofilnosti, dok
je dermalna apsorpcija bila znatno brža za PAH-ove u otopini acetona i umjetnog znoja na
istraživanjima na glodavcima (Sartorelli i sur., 1999).
2. 5. 1. 2. APSORPCIJA PAH-OVA INHALACIJOM
Inhalacijom se unose PAH-ovi prisutni u zraku zbog onečišćenja zraka, duhanskog dima ili
rada u industriji koja proizvodi PAH-ove. Inhalacija onečišćenog zraka uključuje inhalaciju
plinovitih PAH-ova i čestica u zraku na koje su adsorbirani PAH-ovi. Pokazatelj štetnosti
PAH-ova unesenih inhalacijom su također trovanje na radnom mjestu. Visoka stopa oboljelih
od raka je uočena i kod radnika koji su radili s pećima na koks. Kod tih peći je koncentracija
benz(a)pirena bila oko 30 mg/m3 u zraku. Pušenje cigareta i pasivno pušenje su također načini
apsorpcije PAH-ova inhalacijom (Kim i sur., 2013).
2. 5. 1. 3. INGESTIJA PAH-OVA
Ingestija PAH-ova, odnosno apsorpcija putem gastrointestinalnog trakta iz hrane ovisi o
molekulskoj masi PAH-ova, odnosno njihovoj topivosti u vodi i lipidima i sastavu ostale
hrane prisutne u probavnom traktu. Tako je apsorpcija PAH-ova hranom veća kod gorke
hrane kod štakora. Apsorpcija ovisi o molekulskoj masi i manja je kod PAH-ova više
molekulske mase. Istraživanja su pokazala da se PAH-ovi veće molekulske mase teže
apsorbiraju od onih manje molekulske mase, ta da ne mogu prijeći u mlijeko (Bulder i sur.,
2006).
Bioraspoloživost PAH-ova unesenih hranom je 20-25 %, a veća je (40-45%) ukoliko su
uneseni s hranom koja sadrži veću količinu lipida jer su PAH-ovi lipofilni (SCF, 2002). Kod
22
ingestije PAH-ova hranom može doći i do lokalnog trovanja jer neki dijelovi probavnog
trakta sadrže enzime kojima počinje aktiviranje PAH-ova (npr. rak jednjaka) (Kamangar i
sur., 2008).
2. 5. 2. DISTRIBUCIJA PAH-OVA
Distribucija ovisi o načinu apsorpcije, vremenu izloženosti, izloženoj površini, liječenju
nakon akutne izloženosti i prisutnosti inhibitora ili efektora. PAH-ovi su nađeni skoro u svim
tkivima, što pokazuje da se jednoliko distribuiraju. Međutim, zbog lipofilnosti, veća
koncentracija PAH-ova je uvijek u organima koji sadrže više masnog tkiva. Visoke količine
PAH-ova također su nađene i u gastrointestinalnom traktu kod glodavaca koji su unijeli PAH-
ove oralno (EFSA, 2008).
Mjesta spremanja PAH-ova su masno tkivo, jetra, bubrezi, slezena, nadbubrežna žlijezda i
jajnici. Masno tkivo služi kao depozitno tkivo za PAH-ove, odakle se sporo ispušta u ostala
tkiva. Distribucija PAH-ova u glodavaca se ispituje tako da se uzimaju uzorci tkiva glodavaca
nakon izloženosti PAH-ovima te se testira količina PAH-ova i metabolita u tkivima. Kada je
BaP bio unesen u venozni sustav glodavaca, brzo je bio uklonjen iz krvi, a poluvrijeme
distribucije bilo je manje od 1 minute (SCF, 2002).
Analiza koncentracije PAH-ova u tkivima autopsijom može pokazati dugotrajno
skladištenje i distribuciju PAH-ova kod ljudi. Autopsijom iz 1975. godine izmjereno je
prosječno 3,2 µg/kg tkiva PAH-ova u jetri, slezeni, srcu, mišićima, a 2 µg/kg tkiva PAH-ova
u plućima (EFSA, 2008). Godine 1981. provedeno je slično istraživanje, u kojem su dobivene
vrijednosti koncentracije nekih PAH-ova u jetri i masnom tkivu. Koncentracija PAH-ova,
najviše pirena, u jetri bila je u prosjeku 0,38 µg/kg tkiva u jetri, a u masnom tkivu 1,1 µg/kg
tkiva (Obana i sur., 1981).
2. 5. 2. 1. PROLAZ PAH-OVA KROZ BARIJERE
2. 5. 2. 1. 1. Hematoencefalna barijera
Neki PAH-ovi su nađeni u mozgu štakora, a dokazan je i prijelaz PAH-ova kroz
hematoencefalnu barijeru kod lubina (Almeida i sur., 2012). PAH-ovi mogu proći kroz
barijeru između krvi i mozga, što nije iznenađujuće jer su lipofilni. Moždanu barijeru prolazi
BaP, benz(a)antracen, krizen, fluoranten, piren, i neki metaboliti BaP (BaP-trans-4,5-
dihidrodiol, BaP-trans-7,8-dihidrodiol i BaP-trans-9,10-dihidrodiol) (EFSA, 2008).
23
2. 5. 2. 1. 2. Placentalna barijera
PAH-ovi mogu proći placentalnu barijeru u ljudi i u glodavaca. Ispitivanje količine PAH-
ova u posteljici i pupčanoj vrpci kod ljudi pokazalo je prisutnost benz(a)pirena, dibezn(a,
c)antracena i krizena (Madhavan i Naidu, 1995; Perera i sur., 2011). Količine navedenih
PAH-ova bile su malo iznad limita detekcije u pola uzoraka, ali je dokazano da su fetusi i
novorođenčad bili izloženi PAH-ovima iz majčine prehrane. Kroz barijeru sigurno prolaze
BaP, 7,12-dimetilbenz(a)antracen i 3-metilklorantren.
Istraživanja označenim 14
C 3-metilklorantrenom pokazala su način na koji se distribuiraju
PAH-ovi u tijelu glodavaca, a isti princip se koristio i na trudnim glodavcima kako bi se
ustanovio prijenos na plod i distribucija u tijelu ploda. Radioaktivnost 14
C je bila distribuirana
u svim majčinim tkivima, ali i tkivima ploda, što je još jedan dokaz da PAH-ovi mogu prijeći
kroz placentalnu barijeru kod glodavaca (Laurent i sur., 2002).
2. 5. 3. METABOLIZAM PAH-OVA
Metabolizam PAH-ova važno je objasniti kako bi u potpunosti razumjeli toksikološke
učinke PAH-ova. Neki koraci nisu u potpunosti razjašnjeni, ali su predloženi mehanizmi
kemijskih reakcija. Metabolizam PAH-ova se dijeli na biotransformacije faze I i
biotransformacije faze II. PAH-ovi se metaboliziraju na način da ih se prvo prevodi u
metabolite koji imaju veću polarnost u odnosu na aromatske prstenove, što predstavlja fazu I.
Povećanjem polarnosti postaju topivi u vodi, te tako mogu biti lakše izlučeni (urinom).
Ukoliko se ne izlučuju, ulaze u reakcije faze II. PAH-ovi koji se ne prevode u polarnije
metabolite, ostaju lipofilni i nakupljaju se u masnom tkivu i organima. Glavni metabolički
putevi naftalena kao primjer metabolizma PAH-ova u sisavaca prikazani su na slici 1.
Biostransformacije PAH-ova mogu inaktivirati njihovo toksično djelovanje, ali ga mogu i
aktivirati ili pojačati.
24
Slika 1. Glavni metabolički putevi naftalena u sisavaca (prema Preuss i sur., 2003): (1)
naftalen-1,2-epoksid; (2) 1-naftol; (3) 2- naftol; (4) 1- naftilglukuronid/-sulfat; (5) 2- naftil
glukuronid/-sulfat; (6) 1,4-dihidroksinaftalen; (7) 1,4-naftokvinon; (8) trans-1,2-
dihidroksinaftalen; (9) 1,2-dihidroksinaftalen; (10) 1,2-naftokinon; (11) 2-hidroksinaftil-1-
glukuronid/-sulfat; (12) trans-1,2-dihidro-2-hidroksinaftil-1-glukuronid/-sulfat; (13) naftil
derivat merkapturne kiseline. UGT/ST UDP-glukuroniltransferaza/sulfotransferaza, GSH
glutation-SH, R1: glukuronska kiselina/sulfat ostatak; R2: N-acetil-L-cistein ostatak
2. 5. 3. 1. BIOSTRANFORMACIJE FAZE I
Faza I uključuje povećanje polarnosti PAH-ova dodavanjem funkcionalnih grupa koje su
polarne. Dodavanjem polarnih funkcionalnih grupa PAH-ovima se povećava reaktivnost, pa
time i toksičnost. Prepreke koje je do sada stvarala lipofilnost i topivost u mastima (a ne u
vodi) PAH-ova za distribuciju i toksično djelovanje sada više nema jer postaju hidrofilni.
Nakon biotransformacija faza I mogu postati genotoksični ili kancerogeni jer sada mogu
reagirati s DNA ili ući u reakcije faze II. Produkti faze I biotransformacija PAH-ova su
kinoni, fenoli, dihidrodioli, trioli i tetroli. Primarni produkti faze I biotransformacija pirena i
BaP su epoksidi, fenoli, dihidrodioli, a sekundarni produkti faze I biotransformacija pirena i
BaP su diol epoksidi, tetrahidroteroli, fenol epoksidi. Metabolička aktivacija većine PAH-ova
je slična i u njoj sudjeluju isti enzimi. PAH-ove metaboliziraju citokrom P-450 mono-
oksigenaze: CYP-1A1, CYP-1A2, CYP-1B1, CYP-3A7, CYP-3A5, CYP-2E1 i CYP-2B4.
(Beach i sur., 2010; EFSA, 2008; Seo i sur., 2009).
25
2. 5. 3. 2. BIOTRANSFORMACIJE FAZE II
Biotransformacije faze II najčešće uključuju konjugacije s glutationom, aktiviranom
glukuronskom kiselinom ili sulfatom. Značajno je povećanje topivosti u vodi i veća
mogućnost izlučivanja. Krajnji metabolit faze II kod pirena, odnosno piren hidroksida
nastalog u reakcijama biotransformacija faze I je konjugat sa sulfatom, odnosno aktiviranom
glukuronskom kiselinom. Biotransformacije faze II se još istražuju i mehanizmi su uglavnom
pretpostavljeni, a istraživanja se često provode na mekušcima i drugim vodenim orgnizmima.
Objašnjeno je više mogućih puteva biotransformacija, u kojima su nastali različiti metaboliti
(npr. 1-hidroksipiren, piren-1-sulfat, piren-1-glukuronid, piren glukoza sulfat, dva izomera
pirendiol sulfata i pirendiol disulfata). Slijed biotransformacija faze II kod većine istraživanih
beskralježnjaka je: piren-1-sulfat, piren-1-glukuronid, piren-1-glukozid (Beach i sur., 2010;
Jørgensen i sur., 2008).
2. 5. 3. 3. METABOLIZIRANJE PAH-OVA KOD PROKARIOTA
Neke bakterije imaju mogućnost metabolizma PAH-ova kao izvora energije. Predloženi su
mehanizmi razgradnje PAH-ova na osnovu spojeva nađenih kao produkata metabolizma
bakterija u istraživanjima. Ispitivane bakterije rodova Alcaligenes, Burkholderia,
Mycobacterium, Polaromonas, Pseudomonas, Ralstonia, Rhodococcus, Sphingomonas i
Streptomyces metabolizirale su naftalen do salicilata koji se može dalje degradirati ili
metabolizirati u acetaldehid i piruvat ili sukcinat i acetil CoA (Seo i sur., 2009).
Neke bakterije (Arthrobacter, Brevibacterium, Burkholderia, Mycobacterium,
Pseudomonas i Sphingomonas) mogu metabolizirati fluoren. Pretpostavlja se da krajnji
produkt može biti 3-kromanon, 4-hidroksi-9-fluorenon, 4-karboksi-2-hidroksimukonska
kiselina i salicilna kiselina. Fenantren u prokariota može služiti kao izvor energije. Krajnji
produkt metabolizma fenantrena u bakterija može biti npr. gentizinska kiselina prema
pretpostavljenim mehanizmima. Izolirana bakterija iz roda Pseudomonas koristila je fenantren
kao jedini izvor energije. Mycobacterium mogu transformirati fluoranten do benzen-1,2,3-
trikarboksilne kiseline ili fluorena. Piren mogu probaviti neke gram-pozitivne bakterije i
Mycobacterium, te ga mogu koristiti kao izvor energije. Produkti razgradnje pirena mogu biti
npr. piren-cis-4,5-dihidrodiol, piren-trans-4,5-dihidrodiol i pirenol, 4-hidroksi perinaftenon,
ftalna kiselina i cimetna kiselina (Kanaly i Harayama, 2000; Seo i sur., 2009).
Benz(a)piren je slabije metaboliziran od bakterija u odnosu na ostale PAH-ove. Općenito,
postoji vrlo malo informacija o bakterijskoj razgradnji PAH-ova s pet ili više prstenova, ali
26
poznato je da nekoliko bakterijskih vrsta može razgraditi BaP (Mycobacterium sp.,
Sphingomonas paucimobilis i Stenotrophomonas maltophilia). Produkti predloženih
mehanizama su: krizen-4-karboksilna kiselina, 7,8-dihidro-piren-8-karboksilna kiselina, 7,5-
dihidro-piren-7-karboksilna kiselina, dimetoksibenz(a)piren i drugi spojevi, uglavnom
karboksilne kiseline s aromatskim prstenovima (Kanaly i Harayama, 2000; Seo i sur., 2009).
2. 5. 4. IZLUČIVANJE PAH-OVA
Izlučivanje PAH-ova je najčešće urinom, te se tako lako može identificirati trovanje. Manji
dio se izlučuje žuči i fecesom, a neznatni znojem, slinom, suzama i mlijekom.
Izlučivanje oralno unesenog naftalena kod životinja je 77-93 % u mokraći, a tek 6-7 %
fecesom. Eliminacija zrakom kroz pluća, preko kože i znojenjem je zabilježena u nekih
životinja, ali samo u nekim istraživanjima i to u niskim postocima (oko 2-4 %) (Preuss i sur.,
2003).
Glavno mjesto metabolizma PAH-ova kod riba je jetra, a produkti biotransformacija se
spremaju u žuč. Moguća je resorpcija metabolita PAH-ova zato što se putem žuči vraćaju u
probavni sustav gdje postaju hidrofobniji, nakon čega se apsorbiraju i vraćaju u jetru (Beyer i
sur., 2010). In vivo istraživanje na miševima pokazalo je da u kruženju PAH-ova postoji
enterohepatička cirkulacija (EFSA, 2008).
2. 5. 4. 1. TRANSFER PAH-OVA U KRAVLJE MLIJEKO
Transfer u mlijeko je najviši za hidroksilirane metabolite PAH-ova, odnosno PAH-ove
kojima je dodana hidroksilna skupina u reakcijama faze I biotransformacija. Nemetabolizirani
PAH-ovi nađeni u mlijeku krava koje su živjele blizu onečišćenja PAH-ovima su: naftalen,
acenaftilen, acenaften, fluoren, antracen, fluoranten, piren i benz(a)antracen. Nađeni su u
niskim koncentracijama, osim fluorena i naftalena. Koncentracija PAH-ova bila je od 0,1 do
16,2 ng/g masti u mlijeku (Grova i sur., 2002).
2. 5. 4. 2. BIOMARKERI
Određivanje PAH-ova u organizmima je teško iz razloga što većina organizama ima
sposobnost metabolizma PAH-ova, zbog čega je potrebno znati koji su svi mogući metaboliti
PAH-ova te je potrebno detektirati i metabolite.
27
Većina beskralježnjaka ne metabolizira PAH-ove u toliko velikoj mjeri kao kod
kralježnjaka, već uglavnom prolaze samo faze I biotransformacija nakon čega se izlučuju ili
akumuliraju u tkivima. Kod beskralježnjaka se tako mogu koristiti produkti faze I (uglavnom
hidroksilirani PAH-ovi) kao biomarkeri izloženosti PAH-ovima. Najistaknutiji biomarker koji
se koristi za detekciju izloženosti PAH-ovima kod ljudi je količina hidroksiliranih metabolita
nekih PAH-ova koji se izlučuju urinom: 1-hidroksipiren, hidroksinaftalen i hidroksifenantren.
Kao biomarkeri kod kralježnjaka mogu se koristiti količina fluorescentnih aromatskih spojeva
u žuči ili promjene na DNA. Do promjena na DNA dolazi zbog aktivacije određenih enzima
(citokrom P450-1A). Međutim, za navedene biomarkere nije u potpunosti dokazana
povezanost s izloženošću PAH-ovima (Boström i sur., 2002; EFSA, 2008).
2. 6. TOKSIČNOST PAH-OVA
2. 6. 1. AKUTNA TOKSIČNOST PAH-OVA
Akutna toksičnost PAH-ova ovisi o načinu i vremenu ekspozicije, dobi, spolu i
zdravstvenom stanju osobe te koncentraciji PAH-ova kojoj je osoba bila izložena. Simptomi
akutne toksičnosti nakon otrovanja PAH-ovima mogu biti iritacija oka, mučnina, povraćanje,
dijareja, iritacija i upalni procesi. Simptomi i način odgovora ovise o strukturi PAH-ova, pa
tako neki mogu izazvati alergije (BaP), a neki samo iritaciju na koži (naftalen) (Kim i sur.,
2013). Doza kod koje će nastupiti akutna toksičnost ovisi o spoju i životinji, a vrijednosti se
kreću od 50 mg/kg tjelesne mase za benz(a)piren i 56 mg/kg tjelesne mase za fenantren kod
miševa, a izmjereno je i do nekoliko tisuća mg/kg tjelesne mase za manje toksične PAH-ove
(SCF, 2002). LD50 vrijednosti najčešćih PAH-ova su prikazane u tablici 3, a LC50 vrijednosti
u tablici 4.
Primjer akutne toksičnosti je i trovanje jednjaka PAH-ovima koji su uneseni oralnim
putem. Stanice jednjaka sadrže receptore arilnih ugljikovodila na koje se vežu PAH-ovi i
enzime koji su nužni za aktivaciju PAH-ova (reakcije faze I biotransformacija). Do pojave
raka jednjaka koji su uzrokovali PAH-ovi dolazi bez sistemskog trovanja i bez
metaboliziranja PAH-ova u jetri (Kamangar i sur., 2008). Akutna toksičnost PAH-ova
dokazana je na psima, koji su oralno konzumirali ukupno 10,5 g naftalena kroz 7 dana. Došlo
je do pojave anemije i neurofizioloških simptoma (SCF, 2002; Zuelzer i Apt, 1949)
28
Tablica 3. LD50 vrijednosti nekih PAH-ova (prema IPCS, 1998)
PAH LD50(mg/kgTM) Test životinja Način unosa
Antracen >430 Miš Intraperitonealnio
Antracen 18000 Miš Oralno
Benz(a)piren >1600 Miš Oralno
Benz(a)piren ~250; >1600* Miš Intraperitonealnio
Benz(a)piren 50 Štakor Subkutalno
Krisen 320 Miš Intraperitonealno
Fluoranten 2000 Štakor Oralno
Fluoranten 3180 Zec Dermalno
Fluoranten 100 Miš Intravenozno
Naftalen 490 Štakor Oralno
Naftalen >2500 Štakor Dermalno
Naftalen 1000-1600 Štakor Intraperitonealno
Naftalen 354; 710; 533* Miš Oralno
Naftalen 5100, 969* Miš Subkutano
Naftalen ~400; 150; 380* Miš Intraperitonealno
Naftalen 100 Miš Intravenozno
Naftalen 1200 Zamorac Oralni
Naftalen ~800 Hrčak Intraperitonealno
Fenantren 700; 100 Miš Oralno
Fenantren 700 Miš Intaperitonealno
Fenantren 56 Miš Intravenozno
Piren 514-678** Miš Intraperitonealno
*razlike među istraživanjima i/li autorima
** razlike s obzirom na vrijeme izlaganja (izlaganje 7 dana - niži LD50, izlaganje 4 dana – viši
LD50)
Tablica 4. LC50 vrijednosti nekih PAH-ova za vodenbuhu nakon 96h izloženosti (prema
MELP-BC, 1993)
PAH LC50 (µg/L) Test životinja
Naftalen 1000 Daphnia pulex
Fenantren 100 Daphnia pulex
Benz(a)piren 5 Daphnia pulex
29
2. 6. 2. KRONIČNA TOKSIČNOST PAH-OVA
Kronična izloženost PAH-ovima najčešće je izloženost na radnom mjestu, odnosno u
radnom okolišu. Najčešći način izlaganja kod kronične toksičnosti PAH-ovima je udisanjem i
za ovaj način apsorpcije je provedeno najviše istraživanja (Kim i sur., 2013). Oralna i
dermalna izloženost je naravno prisutna, ali učinci nisu toliko istraženi.
Kronična izloženost PAH-ovima također je prisutna kod dugogodišnjih pušača i pasivnog
pušenja. Među radnicima koji su izloženi različitim PAH-ovima tijekom radnog vijeka često
je veća pojavnost raka kože, pluća, mokraćnog mjehura i probavnog trakta. Osim što su
kancerogeni, mogu uzrokovati i druge defekte koji su također dokazani na pokusnim
životinjama: reproduktivni defekti i defekti u razvoju, oštećenja jetre i bubrega, žutica i upalni
procesi na koži. Radnici koji rade na mjestima gdje mogu biti izloženi PAH-ovima (industrija
prerade metala, prisutnost ugljena, koksa) često su izloženi i drugim kemijskim spojevima
koji mogu reagirati s PAH-ovima, te si međusobno inhibirati ili povećati toksično djelovanje.
Zbog toga je kod ljudi teško odrediti djelovanje samih PAH spojeva kada je usko povezano s
drugim kemijskim spojevima. PAH-ovi mogu djelovati na hormonske sustave i tako imaju
štetan učinak na reprodukciju i imunološke funkcije (Kim i sur., 2013; SCF, 2002).
2. 6. 3. KANCEROGENOST
Kancerogeni spojevi su spojevi koji mogu uzrokovati razvoj raka uzrokujući mutacije
genetskog koda. Takva DNA ne može imati normalnu funkciju. Ne uzrokuju sve mutacije na
DNA rak, ali neke mogu biti uzrok stvaranju stanica raka (EFSA, 2008).
Kancerogenost nekog kemijskog spoja prvi put je uočena krajem 18. stoljeća. Sir Percival
Pott, kirurg iz Londona je 1775. uočio veću pojavnost raka skrotuma kod dimnjačara. Ti
dimnjačari su udisali veće količine PAH-ova, u odnosu na ostatak populacije. Tako su PAH-
ovi prvi spojevi za koje je uočeno kancerogeno djelovanje. Od tada, PAH-ovi su proučavani i
testirana je njihova kancerogenost (Boström i sur., 2002).
PAH-ovi su često prisutni u hrani, a primjer kod kojeg je uočena kancerogenost PAH-ova
unesenih hranom je mate čaj. Konzumiranje mate čaja se povezuje s češćom pojavnošću raka
jednjaka, dušnika, grkljana, pluća, bubrega i mokraćnog mjehura u populacijama u Južnoj
Americi (južni Brazil, sjeveroistočna Argentina, Paragvaj i Urugvaj) gdje se taj napitak često
konzumira. Istraživanje provedeno 2008. godine proučavalo je može li mate čaj uistinu
uzrokovati ove bolesti. Mehanizam kancerogenosti mate čaja nije objašnjen, ali PAH-ovi
30
prisutni jednjaku mogu biti apsorbirani i imati kancerogeno djelovanje (Kamangar i sur.,
2008).
U mate čaju je nađeno 21 različitih PAH-ova, u koncentraciji od 536 do 2906 ng/g suhog
lišća, od toga 8,03-53,3 ng/g za BaP. Iako su PAH-ovi hidrofobni, svejedno su bili prisutni u
infuzijama pripravljenim od lišća mate čaja. Zbog toga je mate čaj prozvan potencijalno
kancerogenim. Kancerogenost PAH-ova je dokazana u testovima na laboratorijskim
životinjama - pokazana je incidencija raka kože, pluća, mokraćnog mjehura i sarkoma u
životinja. Također je dokazano djelovanje PAH-ova na hematopoetski, imunološki,
neurološki, reproduktivni sustav i razvoj (Kamangar i sur., 2008).
Dibenz(a,h)antracen je prvi PAH spoj kojem je dokazana kancerogenost. Početkom 20.
stoljeća otkriveno je kako čađa, ugljen i katran imaju kancerogena svojstva, a epidemiološkim
studijama kroz 20. stoljeće ta svojstva su pripisana djelovanju PAH-ova. BaP se smatra
najkancerogenijim PAH-om. Kancerogenost BaP-a rezultat je mutagenih i epigenetičkih
efekata. Aktivirani BaP može izazvati adukte DNA nakon čega stanica ne može vršiti
transkripciju i tako je spriječena sinteza bjelančevina. Ti adukti se mogu popraviti enzimskim
sustavima za popravljanje DNA (Boström i sur., 2002).
PAH-ovi imaju visok afinitet prema citosolnim aril ugljikovodičnim receptorima i
inhibiraju komunikaciju među stanicama (Boström i sur., 2002).
2. 6. 4. GENOTOKSIČNOST
Genotoksičnost je bitna kod objašnjavanja i određivanja kancerogenog djelovanja nekog
spoja. Za većinu kancerogenih PAH-ova se smatra da imaju i genotoksične učinke, pa se o
tome rade brojna istraživanja. Prvotno, istraživanja na limfocitima kod radnika koji su bili
izloženi PAH spojevima identificirala su adukte DNA djelovanjem PAH-ova. Radnici u
ljevaonicama željeza koji su bili izloženi PAH-ovima su imali češće mutacije u HRPT lokusu
u limfocita, sukladno DNA aduktima. Testiranje genotoksičnosti različitih PAH-ova
(benz(j)fluoranten, BaP, krizen, dibenz(a,l)piren, fluoranten i drugi) na bakterijskim
stanicama E. coli pokazala je visoku genotoksičnost ovih spojeva prisutnu uz mješavinu
metaboličkih aktivatora. BaP, benz(a)antracen i krizen su također pokazali genotoksične
učinke u laboratorijskim istraživanjima na glodavcima. Na osnovu tih podataka nije
procijenjen rizik od genotoksičnosti PAH-ova jer su učinci na bakterije i glodavce u ovom
slučaju teško prenosivi na ljude. Osim BaP, benz(a)antracena i krizena za ostale PAH-ove
31
dokazi genotoksičnosti su ograničeni jer su svi dobiveni u in vitro studijama (Boström i sur.,
2002).
2. 6. 5. TERATOGENOST
PAH-ovi su lipofilni spojevi, zbog čega mogu prijeći membrane, između kojih je i
placentalna membrana. Biotransformacijama PAH-ova moguće je nastajanje spojeva koji su
reaktivni međuprodukti i mogu reagirati kovalentno s DNA, nakon čega dolazi do trajnih
oštećenja ploda. Benz(a)antracen, BaP i naftalen su spojevi kod kojih su na eksperimentalnim
životinjama dokazani teratogeni učinci (EFSA, 2008).
Testiranjima na miševima koji su ingestirali velike količine BaP-a tijekom trudnoće
pokazano je da BaP uzrokuje defekte ploda i smanjenu porođajnu masu potomaka. Slično
tome, u SAD-u je centar za zdravlje okoliša (US's Center for Children's Environmental
Health (CCEH)) pokazao povezanost niske porođajne mase s izloženošću PAH-ovima
tijekom trudnoće. Smanjenu porođajnu masu novorođenčadi čije su majke bile izložene PAH-
ovima u odnosu na novorođenčad majki koje nisu bile izložene PAH-ovima dokazala je i
kohortna studija s ljudima. Veća izloženost PAH-ovima tijekom trudnoće dokazano je imala
kao posljedicu smanjeni kvocijent inteligencije djece u dobi od 3 godine, povećanje problema
u ponašanju kod djece od 6 do 8 godina starosti i astmu kod djece (Edwards i sur. 2010;
Perera i sur., 2011; Wang, 2010). Pojavnost gastroshiza je bila povećana kod djece čije su
majke bile dugo izložene PAH-ovima na radnom mjestu kroz 20 godina (Kim i sur., 2013).
Izloženost PAH-ovima u ranom gestacijskom periodu (1. mjesec trudnoće) može imati štetne
utjecaje za plod (Dejmek i sur., 2000). PAH-ovi imaju najveći utjecaj na sporiji rast ploda.
Izravno moduliraju proliferaciju trofoblasta jer reagiraju s receptorima za placentalne faktore
rasta. Zbog toga može biti smanjen prijenos kisika i nutrijenata u fetus (Perera i sur., 2011;
SCF, 2002). Međutim, potrebna su daljnja istraživanja utjecaja PAH-ova na razvoj ploda jer
rezultati istraživanja uvijek mogu biti uvjetovani genetskim predispozicijama roditelja.
PAH-ovi iz cigareta uništavaju male oocite. Nisu nađeni dokazi o utjecaju PAH-ova na
fertilitet, ali je pronađena korelacija između pušenja i ranije menopauze. Kod nepušačica je
menopauza dolazila u prosjeku godinu dana kasnije u odnosu na žene koje su pušile 1 kutiju
cigareta dnevno (Mattison i Schulman, 1980).
32
2. 6. 6. FOTOTOKSIČNOST
Svjetlost inducira toksičnost PAH-ova i aktivira ih. PAH-ovi apsorbiraju svjetlost valnih
duljina u UVA (320-400 nm) i VIS (400-800 nm) dijelu spektra, ovisno o molekulskoj masi.
PAH-ovi s 3 ili 4 aromatska prstena apsorbiraju u UVA, a s 5 ili više aromatska prstena i
supstituirani (amino i nitro-supstituirani PAH) u VIS (Yu, 2012).
Pod utjecajem svjetlosti, PAH spojevi prelaze na viši energetski nivo (singlet ili triplet) i
prenose elektron ili energiju. Tako u pobuđenom stanju PAH-ovi mogu reagirati s kisikom ili
drugim molekulama i generirati reaktivne intermedijere. Reaktivni intermedijeri koji nastaju
fotoaktivacijom PAH-ova mogu inicirati stvaranje slobodnih radikala u stanicama i tkivima,
što uzrokuje oksidacijski stres koji može uzrokovati smrt stranice. Mogu uzrokovati promjene
u staničnoj membrani, nukleinskim kiselinama i bjelančevinama u stanici. Na taj način PAH-
ovi aktivirani svjetlošću postaju toksični, uključujući kancerogenost. Fotoaktivacija PAH-ova
povećava im toksicitet i do 10000 puta. Slobodni radikali najčešće djeluju na strukturu DNA,
lipide i membranske proteine, što uzrokuje lipidnu peroksidaciju i propadanje membrane,
zbog čega više nema kontrole prijenosa iona u stanicu. Fototoksičnost PAH-ova tako je jače
izražena u vodenom okolišu, gdje se utjecaj zraka svjetlosti povećava zbog transparentnosti
vode i načinu lomljenja zraka kroz vodu. Ovo je osobito opasno za životinje koje žive u
vodenom okolišu. Primjer takve životinje je zebrasta ribica, koja se koristi kao model za
istraživanje fototoksičnosti PAH-ova. Istraživanje na mladim zebrastim ribicama pokazalo je
da su antracen i piren izuzetno fototoksični, a fototoksičnost je znatno slabije izražena kod
karbazola i fenantrena. Fototksičnost PAH-ova je aditivna – u smjesama s drugim
ksenobioticima (bojama, drugim PAH-ovima) povećavaju fototoksičnost (Yu, 2012; Willis i
Oris, 2014).
2. 7. PROCJENA RIZIKA PAH-OVA
Rizici trovanja PAH-ovima se mogu procijeniti tako da se zbroji rizik trovanja svih
prisutnih PAH-ova ili korištenjem benz(a)pirena kao indikatora rizika za smjesu PAH-ova.
Kod prvog načina, zbroj bi se dobio iz krivulja doze i odgovora formiranih na temelju
istraživanja na životinjama za pojedine PAH-ove. Rizik od pojavljivanja raka za određeni
kemijski spoj u određenoj dozi određuje se korištenjem nagiba krivulje doza-odgovor i
odgovarajuće doze (Chen i Chu, 2008).
33
2. 7. 1. FAKTOR EKVIVALENTNE TOKSIČNOSTI PAH-OVA
Faktor ekvivalentne toksičnosti ili TEF (eng. toxic equivalency factor) je način
označavanja toksičnosti PAH-ova. Za određivanje TEF vrijednosti za određeni PAH, za
referencu se koristi BaP, budući da je najviše istraživan i testiran, te je najviše puta dokazana
kancerogenost. TEF vrijednosti za neke PAH-ove su navedene u tablici 5. Te vrijednosti
uspoređuju relativnu toksičnost različitih spojeva ili mješavina spojeva, a zbrajanjem TEF
vrijednosti spojeva se dobiva TEF vrijednost mješavine spojeva. Tako možemo odrediti faktor
ekvivalentne toksičnosti za smjesu PAH-ova (npr. u zraku) ukoliko znamo koncentraciju
PAH-ova pojedinačno i njihove TEF vrijednosti (Nisbet i LaGoy, 1992).
Tablica 5. TEF vrijednosti nekih PAH-ova (prema Nisbet i LaGoy, 1992)
Spoj TEF vrijednost
Benz(a)piren 1
Dibenz(a,h)antracen 1 ili 5*
Benz(a)antracen 0,1
Benz(a)fluoranten 0,1
Indol(123-cd)piren 0,1
Antracen 0,01
Benz(k)fluoranten 0,01
Benz(ghi)piren 0,01
Naftalen 0,001
Fluoren 0,001
Fenantren 0,001
Fluoranten 0,001
Piren 0,001
Krizen 0,001-0,01
*TEF vrijednost je 1, međutim prema autoru bi vrijednost 5 bila prikladnija vrijednost zbog
izloženosti dibenz(a,h)antracenu.
34
3. ZAKLJUČAK
Policiklički aromatski ugljikovodici nastaju izgaranjem organske tvari uglavnom pri
temperaturama od 650 do 900°C, a građeni su od dva ili više aromatskih prstenova.
Iako mogu nastati u prirodi (npr. šumskim požarima ili udarima groma), PAH-ovi najčešće
nastaju kao rezultat ljudskog djelovanja (npr. industrija, poljoprivreda, grijanje, promet).
Prisutni su u okolišu (u zraku, vodama, tlu) i u hrani, kamo dospijevaju zagađenjem okoliša
ili nastaju tijekom procesiranja. Dimljenje, sušenje, pečenje i prženje hrane su neki od načina
procesiranja hrane tijekom kojih nastaje značajna količina PAH-ova u hrani. Najčešće su to
benz(a)piren, piren, benz(a)antracen, dibenz(a,h)antracen, antracen, krizen, fluoranten i
benz(b)fluoranten. Veće količine PAH-ova nalaze se u termički obrađenom mesu i ribi,
biljnim uljima, kavi i čaju, a manje u žitaricama, voću i povrću i konditorima.
Zbog ozbiljnosti utjecaja na zdravlje životne zajednice, prepoznata je opasnost te se
kontinuirano provode mjerenja izloženosti i analizira rizika. Poduzimaju se mjere smanjenja
količine PAH-ova u zraku, a postavljene su i zakonske regulative o najvišim dopuštenim
količinama PAH-ova u hrani po skupinama namirnica. Razvijeni su neki postupci kojima se
PAH-ovi mogu djelomično ukloniti iz okoliša, kao i postupci kojima se može smanjiti tvorba
PAH-ova u hrani. Apsorpcija PAH-ova kod ljudi najčešća je ingestijom ili inhalacijom, pa se
unos PAH-ova u ljudi može smanjiti samo ako se smanji njihova količina u hrani, vodi i
zraku.
Biotransformacije PAH-ova nisu u potunosti razjašnjene, ali su mehanizmi nekih puteva
predloženi i detaljno istraženi kod prokariota i nekih vodenih organizama. Policiklički
aromatski ugljikovodici su toksikanti za koje je dokazano kancerogeno (rak kože, pluća,
mokraćnog mjehura i sarkoma u životinja), teratogeno, genotoksično i fototoksično
djelovanje. Po detektiranim PAH-ovima u tkivu mozga, placente i pupčanoj vrpci može se
zaključiti da prolaze kroz biološke barijere, što je bitan čimbenik za njihovo toksično
djelovanje. Većina istraživanja toksičnosti PAH-ova se provodi na životinjama, ali neka su
istraživanja provedena na ljudima proučavanjem povezanosti veće izloženosti PAH-ova s
većom incidencijom bolesti. Najčešće je istraživana toksičnost benz(a)pirena.
Budući da su ovi spojevi sveprisutni u okolišu, a izrazito opasni za ljudsko zdravlje,
potrebno je dokazati i bolje objasniti toksičnost PAH-ova kako bi se detaljnije mogli
procijeniti i smanjiti rizici nastajanja bolesti zbog izloženosti PAH-ovima.
35
4. POPIS LITERATURE
Almeida, J. R., Gravato, C., Guilhermino, L. (2012) Challenges in assessing the toxic
effects of polycyclic aromatic hydrocarbons to marine organisms: a case study on the acute
toxicity of pyrene to the European seabass (Dicentrarchus labrax L.). Chemosphere 86, 926-
937.
Bansal, V., Kim, K.-H. (2015) Review of PAH contamination in food products and their
health hazards. Environ. int. 84, 26–38.
Beach, D. G., Quilliam, M. A., Rouleau, C., Croll, R. P., Hellou, J. (2010) Bioaccumulation
and biotransformation of pyrene and 1-hydroxypyrene by the marine whelk Buccinum
undatum. Environ. Toxicol. Chem. 29, 779-788.
Beyer, J., Jonsson, G., Porte, C., Krahn, M. M., Ariese, F. (2010) Analytical methods for
determining metabolites of polycyclic aromatic hydrocarbon (PAH) pollutants in fish bile: a
review. Environ. Toxicol. Phar. 30, 224-244.
Bodzek, D., Luks-Betlej, K., Warzecha, L. (1993) Determination of particle-associated
polycyclic aromatic hydrocarbons in ambient air samples from the upper Silesia region of
Poland. Part A. General Topics. Atmos. environ. 27, 759-764.
Boström, C. E., Gerde, P., Hanberg, A., Jernström, B., Johansson, C., Kyrklund, T.,
Rannug, A., Törnqvist, M., Victorin, K., Westerholm, R. (2002) Cancer risk assessment,
indicators, and guidelines for polycyclic aromatic hydrocarbons in the ambient air. Environ.
Health Persp. 110, 451-488.
Bulder, A. S., Hoogenboom, L. A. P., Kan, C. A., van Raamsdonk, L. W. D., Traag, W. A.,
Bouwmeester, H. (2006) Initial Risk Assessment of Polycyclic Aromatic Hydrocarbons
(PAHs) in Feed (materials). Risk assessment of unregulated contaminants in animal feed
Project. Institute of Food Safety, Wageningen, The Netherlands.
Butler, J. D., Butterworh, V., Kellow, S. C., Robinson, H. G. (1984) Some observations on
the polycyclic aromatic hydrocarbon (PAH) content of surface soils in urban areas. Sci. Total
Environ. 33, 75-85.
Chen, C., Chu, M. (2008) Dose-Response Analysis of Ingested Benzo[a]pyrene. U.S.
Environmental Protection Agency, Washington, D.C., EPA/600/R-92/045
36
Chen, J., Chen, S. (2005) Removal of polycyclic aromatic hydrocarbons by low density
polyethylene from liquid model and roasted meat. Food Chem. 90, 461-469.
Chen, S-J., Sua, H-B., Chang, J.-E., Leeb, W.-J., Huang, K.-L., Hsieha, L.-T., Huanga, Y.-
C., Lind, W.-Y., Lina, C.-C. (2007) Emissions of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs)
from the pyrolysis of scrap tires. Atmos. Environ. 41, 1209–1220.
De Vos, R. H. H., Van Ddokkum, W., Schouten, A., De Jong-Berkhout, O. (1990)
Polycyclic aromatic hydrocarbons in Dutch total diet samples (1984-1986.). Food Chem.
Toxicol. 28, 263-268.
Dejmek, J., Solansky, I., Beneš, I., Leníček, J., Šrám, R. J. (2000) The Impact of Polycyclic
Aromatic Hydrocarbons and Fine Particles on Pregnancy Outcome. Environ. Health Persp.
108, 1159-1164.
Edwards, S. C., Jedrychowski, M. B., Caman, D., Kieltyka, A., Mroz, E., Flak, E., Li, Z.,
Wang, S., Rauh, V., Perera, F. (2010) Prenatal Exposure to Airborne Polycyclic Aromatic
Hydrocarbons and Children’s Intelligence at 5 Years of Age in a Prospective Cohort Study in
Poland. Environ. Health Persp. 118, 1326-1331.
EEA (2015) Persistent organic pollutant emissions. EEA - European Environment Agency,
<http://www.eea.europa.eu/data-and-maps/indicators/eea32-persistent-organic-pollutant-pop-
emissions-1/assessment-5>. Pristupljeno 3. travnja 2016.
EFSA (European Food Safety Authority) (2008) Scientific Opinion of the Panel on
Contaminants in the Food Chain on a request from the European Commission on Polycyclic
Aromatic Hydrocarbons in Food. EFSA Journal 724, 1-114.
EMEP (2013) EMEP/EEA air pollutant emission inventory guidebook. EMEP - The
European Monitoring and Evaluation Programme, EEA - European Environment agency,
<http://www.eea.europa.eu/publications/emep-eea-guidebook-2013/part-b-sectoral-guidance-
chapters/11-natural-sources/11-b-forest-fires>. Pristupljeno: 2. travnja 2016.
Europska komisija (2007) Uredba Komisije (EZ) br. 333/2007 od 28.ožujka 2007. o
metodama uzorkovanja i analitičkim metodama za službenu kontrolu razina olova, kadmija,
žive, anorganskog kositra, 3-MCPD-a i benzo(a)pirena u hrani.
Europska komisija (2011) Uredba Komisije (EU) br. 835/2011 od 19. kolovoza 2011. o
izmjeni Uredbe (EZ) br. 1881/2006 u pogledu najvećih dopuštenih količina za policikličke
aromatske ugljikovodike u hrani.
37
Europska komisija (2016) Uredba komisije (EU) 2016/582 оd 15. travnja 2016. o izmjeni
Uredbe (EZ) br. 333/2007 u pogledu analize anorganskog arsena, olova i policikličkih
aromatskih ugljikovodika i određenih izvedbenih kriterija za analizu.
Evans, W. H., Thomas, N. C., Boardman, M. C., Nash, S. J. (1993) Relationships of
polycyclic aromatic hydrocarbon yields with particulate matter (water and nicotine free)
yields in mainstream and sidestream cigarette smoke. Sci. Total Environ. 136, 101-109.
Falco, G., Domingo, J. L., Llobet, J. M., Teixido, A., Casas, C., Muller, L. (2003)
Polycyclic aromatic hydrocarbons in foods: human exposure through the diet in Catalonia,
Spain. J. Food Protect. 66, 2325-2331.
Farhadian, A., Jinap, S., Hanifah, H. N., Zaidul, I. S. (2011). Effects of meat preheating and
wrapping on the levels of polycyclic aromatic hydrocarbons in charcoal-grilled meat. Food
chem. 124, 141-146.
Grova, N., Feidt, C., Crépineau, C., Laurent, C., Lafargue, P. L., Hachimi, A., Rychen, G.
(2002) Detection of polycyclic aromatic hydrocarbon levels in milk collected near potential
contamination sources. J. Agr. Food Chem. 50, 4640-4642.
Harvey, R. G. (1991) Polycyclic aromatic hydrocarbons: Chemistry and carcinogenicity,
Cambridge Monographs on Cancer Research, University Press, Cambridge.
Hopia, A., Pyysalo, H., Wickström, K. (1982) Margarines, Butter and Vegetable Oils as
Sources of Polycyclic Aromatic Hydrocarbons. J. Am. Oil Chem. Soc. 63, 889–893.
HRN EN 15980:2011, Kvaliteta zraka – Određivanje taloženja benzo[a]antracene,
benzo[b]fluorantena, benzo[j]fluorantena, benzo[k]fluorantena, benzo[a]pirena,
dibenzo[a,h]antracena i indeno[1,2,3- cd]pirena (EN 15980:2011).
Ignesti, G., Lodovici, M., Dolara, P., Lucia, P., Grechi, D. (1992) Polycyclic Aromatic
Hydrocarbons in Olive Fruits as a Measure of Air Pollution in the Valley of Florence (Italy)
B. Environ. Contam. Tox. 48, 809-814.
IPCS (1998) Selected non-heterocyclic polycyclic aromatic hydrocarbons. IPCS –
International Programme on Chemical Safety, World Health Organization,
<http://www.inchem.org/documents/ehc/ehc/ehc202.htm>. Pristupljeno 5. kolovoza 2016.
Jenkins, B. M., Jones, A. D., Turn, S. Q., Williams, R. B. (1996) Emission factors for
polycyclic aromatic hydrocarbons from biomass burning. Environ. Sci. Technol. 30, 2462–
38
2469.
Jonsson, S., Persson, Y., Frankki, S., Van Bavel, B., Lundstedt, S., Haglund, P., Tysklind,
M. (2006) Degradation of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in contaminated soils by
Fenton’s reagent: A multivariate evaluation of the importance of soil characteristics and PAH-
properties. J. Hazard. Mater. 149, 86–96.
Jørgensen, A., Giessing, A. M. B., Rasmussen, L. J., Andersen, O. (2008)
Biotransformation of polycyclic aromatic hydrocarbons in marine polychaetes. Mar. Environ.
Res. 65, 171-186.
Kamangar, F., Schantz, M., Abnet, C. C., Fagundes, R. B., Dawsey, S. M. (2008) High
Levels of Carcinogenic Polycyclic Aromatic Hydrocarbons in Mate Drinks. Cancer Epidem.
Biomar. 17, 1262-1268.
Kanaly, R. A., Harayama, S. (2000) Biodegradation of High-Molecular-Weight Polycyclic
Aromatic Hydrocarbons by Bacteria. J. Bacteriol. 182, 2059-2067.
Khillare, P.S., Saurav Jyethi, D., Sarkar, D. (2012) Health risk assessment of polycyclic
aromatic hydrocarbons and heavy metals via dietary intake of vegetables grown in the vicinity
of thermal power plants. Food Chem. Toxicol. 50, 1642–1652.
Kim, K., Jahan, S. A., Kabir, E., Brown, R. J. C. (2013) A review of airborne polycyclic
aromatic hydrocarbons (PAHs) and their human health effects. Environ. Int. 60, 71-80.
Kipopoulou, A. M., Manoli, E., Samara, C. (1999) Bioconcentration of polycyclic aromatic
hydrocarbons in vegetables grown in an industrial area. Environ. Pollut. 106, 369–380.
Lamichhane, S., Krishna, K. B., Sarukkalige, R. (2016). Polycyclic aromatic hydrocarbons
(PAHs) removal by sorption: a review. Chemosphere 148, 336-353.
Laurent, C., Feidt C., Grova, N., Mpassi, D., Lichtfouse, E., Laurent, F., Rychen, G. (2002)
Portal absorption of 14C after ingestion of spiked milk with 14C-phenanthrene, 14C-
benzo(a)pyrene or 14C-TCDD in growing pigs. Chemosphere 48, 843–848.
Levy, J. I., Houseman, E. A., Spengler, J. D., Loh, P., Ryan, L. (2001) Fine particulate
matter and polycyclic aromatic hydrocarbon concentration patterns in Roxbury,
Massachusetts: a community-based gis analysis. Environ. Health Persp. 109, 341-347.
Lijinsky, W., Ross, A. E. (1967). Production of carcinogenic polynuclear hydrocarbons in
the cooking of food. Food. Cosmet. Toxicol. 5, 343-347.
39
Madhavan, N. D., Naidu, K. A. (1995) Polycyclic aromatic hydrocarbons in placenta,
maternal blood, umbilical cord blood and milk of Indian women. Hum. Exp. Toxicol. 14, 503-
506.
Maliszewska-Kordybach, B. (1999) Sources, Concentrations, Fate and Effects of Polycyclic
Aromatic Hydrocarbons (PAHs) in the Environment. Part A: PAHs in Air. Pol. J. Environ.
Stud. 8, 131-136.
Mann, I., Meyer-Vernet, N., Czechowski, A. (2014) Dust in the planetary system: Dust
interactions in space plasmas of the solar system. Phys. Rep. 536, 1–39.
Manoli, E., Samara, C. (1999) Polycyclic aromatic hydrocarbons in natural waters: sources,
occurrence and analysis. TRAC-Trend. Anal. Chem. 18, 417-428.
Mattison, D. R., Schulman, J. D. (1980) How xenobiotic compounds can destroy oocytes.
Contemp. Obstet. Gynec. 15, 157.
MELP-BC (1993) Ambient Water Quality Criteria For Polycyclic Aromatic Hydrocarbons
(PAHs). MELP-BC - Ministry of Environment, Lands and Parks Province of British
Columbia, <http://www.env.gov.bc.ca/wat/wq/BCguidelines/pahs/pahs-
05.htm#P2484_74893>. Pristupljeno 6. travnja 2016.
Nadal, M., Schuhmacher, M., Domingo, J. L. (2004) Levels of PAHs in soil and vegetation
samples from Tarragona County. Environ. Pollut. 132, 1–11.
Narsi, R., Bishnoi, Mehta, U., Sain, U., Pandit, G. G. (2005) Quantification of polycyclic
aromatic hydrocarbons in tea and coffee samples of Mumbai city (India) by high-performance
liquid chromatography. Environ. Monit. Assess. 107, 399–406.
NCBI (1983) Polycyclic Aromatic Hydrocarbons: Evaluation of Sources and Effects. NCBI
- Committee on Pyrene and Selected Analogues, Board on Toxicology and Environmental
Health Hazards, Commission on Life Sciences, Division on Earth and Life Studies,
Washington (DC): National Academies Press (US)
Nisbet, I. C. T., LaGoy, P. K. (1992) Toxic equivalency factors (TEFs) for polycyclic
aromatic hydrocarbons (PAHs). Regul. Toxicol. Pharm. 16, 290-300.
Norman, R., Barnes, B., Mathee, A., Bradshaw, D. (2007) Estimating the burden of disease
attributable to indoor air pollution from household use of solid fuels in South Africa in 2000.
S. Afr. Med. J. 8, 764-71.
40
NRC (1983) Polycyclic Aromatic Hydrocarbons: Evaluation of Sources and Effects. NRC -
National Research Council (US) Committee on Pyrene and Selected Analogues, Washington
(DC): National Academies Press (US).
Obana, H., Hori, S., Kashimoto, T., Kunita, N. (1981). Polycyclic aromatic hydrocarbons in
human fat and liver. B. Environ. Contam. Tox. 27, 23-27.
Orecchio, S., Paradiso Ciotti, V., Culotta, L. (2009) Polycyclic aromatic hydrocarbons
(PAHs) in coffee brew samples: Analytical method by GC–MS, profile, levels and sources.
Food Chem. Toxicol. 47, 819-826.
Perera, F. P., Wang, S., Vishnevetsky, J., Zhang, B., Cole, K. J., Tang, D., Rauh, V.,
Phillips, D. (2011) Polycyclic Aromatic Hydrocarbons–Aromatic DNA Adducts in Cord
Blood and Behavior Scores in New York City Children. Environ. Health Persp. 119, 1176-
1181.
Phillips, D. H. (1999) Polycyclic aromatic hydrocarbons in the diet. Mutat. Res. 443, 139-
147.
Pratt, M. M., John, K., MacLean, A. B., Afework, S., Phillips, D. H., Poirier, M. (2011)
Polycyclic Aromatic Hydrocarbon (PAH) Exposure and DNA Adduct Semi-Quantitation in
Archived Human Tissues. Int. J. Environ. Res. Public Health 8, 2675-2691.
Preuss, R., Anderer, J., Drexler, H. (2003) Naphthalene—an environmental and
occupational toxicant. Int. Arch. Occ. Env. Hea. 76, 556-576.
Ravindra, K., Sokhi, R., Van Grieken, R. (2008) Atmospheric polycyclic aromatic
hydrocarbons: Source attribution, emission factors and regulation. Atmos. Environ. 42, 2895–
2921.
Saint-Aubert, B., Cooper J. F., Astre C., Spiliotis J., Joyeux, H. (1992) Evaluation of the
different types of barbecue. J. Food Compos. Anal. 5, 257-263.
Sartorelli, P., Cenni, A., Matteucci, G., Montomoli, L., Novelli, M. T., Palmi, S. (1999)
Dermal exposure assessment of polycyclic aromatic hydrocarbons: in vitro percutaneous
penetration from lubricating oil. Int. Arch. Occ. Env. Hea.72, 528-532.
SCF (2002) Polycyclic Aromatic Hydrocarbons – Occurrence in foods, dietary exposure
and health effects. SCF- Scientific Committee on Food, European Comission,
<http://ec.europa.eu/food/fs/sc/scf/out154_en.pdf>. Pristupljeno 5. kolovoza 2016.
41
Seo, J., Keum, Y., Li, Q. X. (2009) Review: Bacterial Degradation of Aromatic
Compounds. Int. J. Environ. Res. 6, 278-309.
Silvia A.V., Tfouni, S. A. V., Serrate, C. S., Leme, F. M., Camargo, M. C. R., Teles C. R.
A., Cipolli K. M. V. A. B., Furlani, R. P. Z. (2013) Polycyclic aromatic hydrocarbons in
coffee brew: Influence of roasting and brewing procedures in two Coffea cultivars. Food Sci.
Technol-LEB. 50, 526-530.
Somogyi, A., Beck, H. (1993) Nurturing and breast-feeding: exposure to chemicals in
breast milk. Environ. Health Persp. 101, 45–52.
Stogiannidis, E., Laane, R. (2015) Source characterization of polycyclic aromatic
hydrocarbons by using their molecular indices: an overview of possibilities. Rev. Environ.
Contam. T. 234, 49-133.
Tang, X. Y., Tang, L., Zhu, Y. G., Xing, B. S., Duan, J., Zheng, M. H. (2006) Assessment
of the bioaccessibility of polycyclic aromatic hydrocarbons in soils from Beijing using an in
vitro test. Environ. Pollut. 140, 279-285.
Wang, H., Man, Y., Wu, F., Zhao, Y., Wong, C., Wong, M. (2010) Oral Bioaccessibility of
Polycyclic Aromatic Hydrocarbons (PAHs) through Fish Consumption, Based on an in Vitro
Digestion Model. J. Agr. Food Chem. 58, 11517-11524.
Wild, S. R., Jones, K.C. (1995) Polynuclear aromatic hydrocarbons in the United Kingdom
environment: a preliminary source inventory and budget. Environ. Pollut. 88, 91-95.
Willis, A. M., Oris, J. T. (2014) Acute photo-induced toxicity and toxicokinetics of single
compounds and mixtures of polycyclic aromatic hydrocarbons in zebrafish. Environ. Toxicol.
Chem. 33, 2028-2037.
Yang, H.-H., Lee, W.-J., Chen, S.-J., Lai, S.-O. (1998) PAH emission from various
industrial stacks. J. Hazard. Mater. 60, 159-174.
Yu, H. (2012) Environmental carcinogenic polycyclic aromatic hydrocarbons:
Photochemistry and phototoxicity. J. Environ. Sci. Heal. C. 20, 149-183.
Zuelzer, W.W., Apt, L. (1949) Acute hemolytic anemia due to naphthalene poisoning. J.
Am. Med. Assoc. 141, 185-190.
![Prisutnost korisnika na operacijskom sustavu Android [2 MiB] - FER-a](https://img.pdfslide.net/doc/110x75/620495b44b1be21e4726f6c9/prisutnost-korisnika-na-operacijskom-sustavu-android-2-mib-fer-a.jpg)
